BIOREMEDIACJA METALI CIĘŻKICH I

INNYCH ZANIECZYSZCZEŃ Z GLEBY

Bioremediacja – bioodzysk jest określana jako użycie biologicznych układów

w celu redukcji wielkości zanieczyszczenia powietrza, wody i gleby lub transformacji

różnego rodzaju zanieczyszczeń w formy mniej szkodliwe.

Stosowane są różne układy biologiczne: rośliny (fitoremediacja),

drobnoustroje (biohydrometalurgia). Potencjalne możliwości mikroorganizmów są

olbrzymie i dotychczas nie w pełni poznane.

Bioremediacja wybranych metali ciężkich

Metale ciężkie są bardzo ważnym elementem skorupy ziemskiej. Uważane są

za nieodnawialne bogactwa naturalne. Problem środowiskowy, jaki one stwarzają,

jest złożony. Z jednej strony mamy do czynienia ze znacznym ubytkiem rud, w skład

których one wchodzą, z drugiej zaś, występują one w coraz wyższych stężeniach w

żywych organizmach (rośliny, zwierzęta, ludzie) i środowisku, w którym bytują te

organizmy. Przyczyną rozproszenia i wzrostu toksycznego wpływu wielu metali na

organizmy żywe są głównie procesy antropogeniczne.

Ekspansywna gospodarka realizowana przez człowieka doprowadziła do

znacznego ubytku głównych zasobów naturalnych. Gdy względy technologiczne, a

przede wszystkim ekonomiczne, nie pozwalają na eksploatację ubogich rud,

wówczas niezbędne okazują się metody biotechnologiczne. Wykorzystują one

swoiste właściwości drobnoustrojów.

W wyniku wydobycia rud i dalszych procesów związanych z wykorzystaniem

wydobytego surowca powstają odpady. Zawierają one metale ciężkie. Często są one

kierowane do wód, gleb i atmosfery, a stamtąd do roślin. Rośliny są głównym odbior-

cą składników mineralnych, w tym metali ciężkich i jednocześnie głównym źródłem

tych pierwiastków w pożywieniu ludzi i zwierząt.

Istnieje pilna potrzeba stosowania takich procesów, które pozwolą na odzysk

metali ciężkich z odpadów i z ubogich rud, aby jednocześnie ograniczyć do minimum

ich negatywny wpływ na organizmy żywe.

Najczęściej stosowane są metody fizykochemiczne np.: ekstrakcja, strącanie,

wymiana jonowa, procesy membranowe i in. W niewielkim stopniu wykorzystywane

są procesy biologiczne, które wykorzystywałyby naturalne procesy warunkujące

obieg metali w przyrodzie. W przyszłości stanowić one będą tzw. “ekologicznie

czyste” technologie.

Bioodzysk (bioremediacja) jest zespołem zabiegów stymulujących

charakterystyczne, dla określonego środowiska, mikroorganizmy do usuwania

chemicznych zanieczyszczeń (w tym metali ciężkich) głównie z gleby i wód

gruntowych. W ciągu ostatnich kilkunastu lat najpopularniejsza stała się metoda

remediacji bakteryjnej.

Metoda wykorzystująca zdolność niektórych gatunków roślinnych do

akumulowania m.in. metali ciężkich w ilościach przekraczających potrzeby

pokarmowe roślin to fitoodzysk (fitoremediacja).

Nauka o technologiach i technicznych sposobach wykorzystania

mikroorganizmów w procesach wydobycia, przetwórstwa metali oraz biologicznych

metodach ekstrakcji z roztworów i odpadów nosi nazwę biohydrometalurgii.

METALE NIEZBĘDNE I TOKSYCZNE

Spośród ponad stu pierwiastków układu okresowego występujących w

biosferze, znaczną ich część stanowią metale. Większość metali nie występuje w

stanie czystym a jedynie w rudach razem z innymi składnikami. Metale dzieli się na:

niezbędne i toksyczne, żeliwne i nieżeliwne, lekkie i ciężkie oraz wyróżnia się grupę

metali szlachetnych.

Metale ciężkie to te metale, których gęstość jest większa od 4,5 [g/cm³].

Należą one często do grupy pierwiastków śladowych. Dzieli się na cztery grupy:

-

pierwiastki o bardzo wysokim stopniu potencjalnego zagrożenia dla

środowiska, do których zalicza się m.in.: Cd, Hg, Cr, Ag, Zn, Au, Sb, Sn, Tl,

- pierwiastki o wysokim stopniu potencjalnego zagrożenia dla środowiska:

Mo, Mn, Fe, Se i in.,

- pierwiastki o średnim stopniu potencjalnego zagrożenia dla środowiska: V,

Ni, Co, W i in.,

- pierwiastki o niskim stopniu potencjalnego zagrożenia dla środowiska: Zr,

Ta, La, Nb i in.

Metale, w tym metale ciężkie, w środowisku mają w przeważającej większości

naturalne pochodzenie. Wskutek naturalnych i antropogenicznych procesów

następuje ich ciągłe przemieszczanie z pierwotnego źródła do innego elementu

środowiska a tym samym ich rozproszenie. Towarzyszy temu zmiana formy, stopnia

utlenienia oraz stężenia danego pierwiastka.

Do naturalnych procesów, warunkujących zmianę miejsca występowania metali

ciężkich w środowisku, należą następujące procesy:

- magmowe i pomagmowe,
- metamorficzne (przemiany skał osadowych lub magmowych pod wpływem

wzrostu temperatury, ciśnienia i in.),

-

hipergeniczne (zachodzące pod wpływem czynników hydro-, atmo- i biosfery,

np. wietrzenie skał, transport, sedymentacja itp.).

W wyniku wyżej wymienionych procesów pierwotne miejsce występowania

metali ciężkich ulega zmianie. Przemieszczają się one do atmo-, hydro-, biosfery i

gleb, a stamtąd do organizmów żywych. Najczęściej ich stężenie nie przekracza

kilkunastu [mg/kg] (ppm).

Obecność metali ciężkich w wodach warunkowana jest głównie ich

rozpuszczalnością, zależną od: domieszek i zanieczyszczeń w wodzie, pH,

potencjału utleniająco–redukującego, możliwości tworzenia rozpuszczalnych

kompleksów.

Stężenie metali ciężkich w glebach zależy od wielkości adsorpcji, na którą ma

wpływ: obecność związków humusowych i innych składników gleby, pH, potencjał

utleniająco–redukcyjny i in.

Występowanie metali w organizmach żywych jest konsekwencją występowania

ich w środowisku, w którym żyją.

Na intensywność migracji metali ciężkich w biosferze ma wpływ wiele

czynników, m.in.: geochemiczne, fizyczno-chemiczne, klimatyczne i biologiczne.

Do antropogenicznych procesów, będących źródłem metali ciężkich należą:

-

wydobywanie rud metali,

- transport rudy do punktu przeróbki,
- przetwarzanie,
- eksploatacja,
- końcowe zagospodarowanie bądź utylizacja zużytych produktów.

Rozproszenie metali ciężkich i związane z tym zagrożenia dla organizmów

żywych i środowiska jest w głównej mierze efektem procesów antropogenicznych.

Powstałe odpady stałe, płynne bądź gazowe kierowane są do: wody, gleby,

atmosfery.

Główne zanieczyszczenie wód stanowią ścieki przemysłowe. Pochodzą one z:

hut, przemysłu galwanizerskiego, garbarskiego, produkcji nawozów sztucznych,

środków ochrony roślin, z zakładów farbiarskich, włókienniczych,

elektrochemicznych, motoryzacyjnych, energetycznych oraz z zakładów

produkujących baterie, akumulatory, katalizatory itp..

Obecność metali ciężkich w ściekach może być też skutkiem korozji

rurociągów, obecnością w detergentach, odprowadzanymi ściekami z myjni i garaży

samochodowych.

Tabela 1. Wybrane metale ciężkie i gałęzie przemysłu będące źródłem ich emisji do

środowiska

Metale

Gałęzie przemysłu

Cd

Galwanizernie, produkcja barwników, baterii, akumulatorów,

farb i tworzyw sztucznych, stabilizatorów polimerów, przem.

chemiczny, ochrony roślin, zakłady graficzne i drukarskie

Pb

Produkcja barwników, akumulatorów, baterii, nawozów,

motoryzacja, przem. energetyczny, ochrony roślin,

elektrochemiczny

Cr

Przemysł galwanizerski, garbarski, impregnacji drewna,

włókienniczy, produkcji barwników i tworzyw sztucznych,

zakłady drukarskie i graficzne

Cu

Przemysł metalurgiczny, farbiarski, tekstylny, produkcja

środków ochrony roślin i nawozów

Hg

Produkcja baterii, kwasu fosforowego, sody kaustycznej,

celulozowni, produkcja środków ochrony roślin i wytwarzania

rtęci metalicznej

Ni

Przemysł galwanizerski, papierniczy, rafinerie, stalownie,

fabryki nawozów sztucznych

Zn

Produkcja baterii, farb, przem. tekstylny, tworzyw sztucznych,

stabilizatorów polimerów, zakłady drukarskie i graficzne

Produktem oczyszczania ścieków są osady ściekowe, w których stężenie metali

ciężkich jest wielokrotnie wyższe niż w ściekach.

Zanieczyszczenie gleb jest wynikiem emisji pyłów pochodzących z: operacji

przemysłowych, energetyki, motoryzacji. Mogą je powodować odpady: przemysłowe,

komunalne i osady ściekowe, stosowane do nawożenia oraz środki ochrony roślin.

Metale ciężkie wchodzić mogą w reakcje chemiczne ze składnikami gleby, tworząc

jako formy słabo rozpuszczalne. Część z nich może być pobierana jest przez rośliny,

podstawowe ogniwo łańcucha pokarmowego.

W atmosferze obecność metali ciężkich warunkowana jest przede wszystkim

emisją pyłów pochodzących z przemysłu, motoryzacji i energetyki. Obecność metali

w atmosferze ulega szybkiej migracji i zmianom. Pyły opadają i kumulują się w glebie

i wodzie, wchodzą w reakcje ze składnikami gleb, wód.

Niektóre metale ciężkie należące do grupy pierwiastków śladowych, występując

w środowisku w swym naturalnym stężeniu, spełniają pozytywne działanie. Określa

się je mianem mikroelementu. Katalizują one wiele reakcji biochemicznych,

zachodzących w organizmach.

Wpływ metali na procesy biochemiczne organizmów jest różnorodny i

specyficzny. Uczestniczą w tworzeniu: krwinek czerwonych, hormonów, witamin,

procesów oddychania, utleniania i redukcji, fotosyntezy czy tworzenia pigmentów.

W zależności od własności chemicznych oraz miejsca w układzie okresowym,

niektóre metale ciężkie spełniają ważną rolę w przemianie materii, wchodzą w skład

układu kostnego i tkanek organizmów żywych, biorą udział podczas funkcjonowania

systemów nerwowych.

Metale ciężkie odgrywają też istotną rolę w procesach metabolizmu

mikroorganizmów, np. bakterii, biorąc udział w regulacji procesów biochemicznych,

stabilizowaniu struktur komórkowych czy katalizie reakcji enzymatycznych.

Występowanie różnych form chemicznych i fizycznych danego pierwiastka

nazywa się specjacją. Wśród pierwiastków, będących obiektem analizy specjacyjnej

są: Cd, Cr, Hg, Pb, As, Zn, Cu. Ma ona znaczenie, ponieważ nie każda forma, w

jakiej dany pierwiastek występuje, ma toksyczny wpływ na organizmy żywe. Metalom

ciężkim przypisuje się rolę stymulatorów lub czynników hamujących procesy życiowe.

W zależności od stężenia, stopnia utlenienia i łatwości tworzenia kompleksów metale

mogą stać się czynnikami toksycznymi dla wszystkich organizmów żywych

(drobnoustroje, rośliny, zwierzęta, ludzie).

Toksyczność metali ciężkich wynika nie tylko ze stopnia skażenia

środowiska, ale także z ich biochemicznej roli, jaką spełniają w procesach

metabolicznych oraz ze stopnia wchłaniania i wydalania ich przez organizmy żywe.

Rośliny są głównym odbiorcą składników mineralnych z gleby, wód, w tym

niebezpiecznych metali a jednocześnie głównym ich źródłem w pożywieniu ludzi i

zwierząt. Zagrożenie ze strony metali ciężkich polega głównie na wchodzeniu ich do

łańcucha pokarmowego. Przechodzenie metali ciężkich do wyższych ogniw łańcucha

pokarmowego jest uzależnione od naturalnych barier biologicznych.

Szczególnie niebezpieczne dla środowiska i organizmów żywych są: Cd, Pb,

Hg, Cr, As, Zn, Cu.

Kadm – jest „trucizną” kumulującą się w organizmie. Organami docelowymi

gdzie deponowany jest ten pierwiastek są wątroba i nerki. Kadm narusza przemiany

metaboliczne wapnia, magnezu, żelaza, cynku i miedzi. Wypłukiwanie wapnia przez

kadm ze szkieletu i innych narządów powoduje deformację i łamanie kości,

uszkodzenia narządów wewnętrznych. Zatrucie kadmem powoduje bóle i zanik

mięśni, niedokrwistość, nadciśnienie tętnicze, uszkodzenia wątroby, nerek i płuc.

Jego nadmiar może być przyczyną powstawania nowotworów, zwłaszcza nerek i

gruczołu krokowego.

Chrom – w niskich stężeniach i na III stopniu utlenienia jest pierwiastkiem

niezbędnym dla funkcjonowania organizmu żywego. W wyższych stężeniach może

wywołać poważne zmiany immunologiczne w organizmach ssaków. Chrom(VI)

cechuje się wysoką toksycznością, wykazuje też działania kancerogenne, najczęściej

powoduje raka płuc.

Rtęć – i jej związki mogą wywoływać gwałtowne objawy zatrucia. Wchłaniane

ich w niewielkich dawkach powoduje systematyczne kumulowanie się w organizmie.

Najłatwiej wchłaniane są alkilowe związki, które są najbardziej szkodliwe, ponieważ

szybko przedostają się do komórek nerwowych. Toksyczne działanie tego

pierwiastka polega na jego wiązaniu z białkami, zmianie w działaniu hormonów,

enzymów, hemoglobiny i białych ciałek krwi. Ma też działanie kancerogenne.

Ołów – jego szkodliwość dotyczy m.in. obniżenia poziomu inteligencji,

upośledzenia słuchu, zaburzenia rozwoju fizycznego i umysłowego, a czasem

prowadzi do śmierci. Zmiany spowodowane nadmiarem ołowiu we krwi są

nieodwracalne w okresie rozwojowym każdego organizmu. Ołów odkłada się głównie

w nerkach i tkance kostnej.

Arsen – jest czynnikiem kancerogennym. Niebezpieczne dla człowieka związki

arsenu(III) przedostają się do organizmu człowieka przez układ oddechowy i

pokarmowy. Może powodować też: upośledzenia słuchowe u dzieci, poronienie

samoistne, wady wrodzone u dzieci.

Cynk - będąc składnikiem różnych enzymów, spełnia wiele podstawowych

funkcji w organizmach. Jego szkodliwość jest najczęściej związana z wywołaniem

wtórnego deficytu. Niedobór cynku prowadzi u ludzi do karłowatości, zmniejsza

tempo krzepnięcia krwi, gojenia się ran i zapaleń skóry. Nadmiar cynku uważa się za

jedną z przyczyn zmian nowotworowych.

Miedź – i jej szkodliwy wpływ na organizm człowieka wiąże się z nadmiarem

tego pierwiastka w diecie, co może prowadzić do zatruć chemicznych. Wywołuje

różne zmiany metaboliczne, uszkadza wątrobę, nerki, tkanki mózgowe, naczynia

wieńcowe i serce.

Szkodliwy wpływ metali ciężkich na organizmy żywe oraz środowisko ich

bytowania, jest niepodważalny. Dlatego też należy podjąć działania w celu:

- wyeliminowania emisji (jeśli istnieje taka możliwość),
- ograniczenia emisji,
- zminimalizowania negatywnych skutków.

Ekspansywna gospodarka człowieka sprawiła, że w ciągu ostatnich dwustu

latach zapotrzebowanie na metale, w tym na metale ciężkie, wzrosło do tego stopnia,

że zasoby niektórych z nich w krótkim czasie wyczerpią się. Nie znaczy to jednak, że

znikną całkowicie. Zmieni się miejsce ich występowania, stężenie oraz stopień

oddziaływania na organizmy żywe. Zwykle raz użyte, z punktu widzenia środowiska,

są niczym więcej niż odpadem.

Zakłady przemysłowe, w których powstają ścieki zawierające m.in. metale

ciężkie, powinny posiadać instalacje do ich podczyszczania, zanim skierowanie

zostaną do odbiornika. Oczyszczanie izolowanych strumieni ścieków jest bardziej

efektywne, aniżeli wymieszanych w kanalizacji ogólnospławnej.

W ostatnich dwudziestu latach obserwuje się u ludzi wzrost świadomości w

zakresie ogromnego marnotrawstwa surowców naturalnych, w tym metali ciężkich,

jak i ich negatywnego wpływu na organizmy żywe i środowisko, w którym one żyją.

Dlatego też zaczęto przykładać coraz większą wagę do tworzenia zintegrowanych

systemów ochrony środowiska. Obejmują one działania podejmowane na każdym

etapie produkcji, tzn.:

- wydobycie surowca,

-

transport surowca do punktu przeróbki,

- przetwarzanie surowca,
- eksploatacja urządzeń procesu technologicznego,
- wykorzystanie produktu,
- zagospodarowanie surowców wtórnych, odpadów, ścieków i osadów ściekowych,

ograniczenie emisji zanieczyszczeń do powietrza atmosferycznego,

zagospodarowanie zużytego produktu itp.

Na każdym etapie cyklu życia produktu (LCA) należy tak prowadzić działania,

aby ograniczyć lub całkowicie wyeliminować emisję szkodliwych substancji do

środowiska oraz zminimalizować powstawanie odpadów już w źródle.

Minimalizacja odpadów polega na zmniejszeniu szybkości wydobywania

surowców pierwotnych oraz takim prowadzeniu procesów produkcyjnych, aby

ograniczyć ilość surowców, energii i wody, przy jednoczesnym zminimalizowaniu

pozostałości poprodukcyjnych. Wytworzone produkty powinny, po okresie

normalnego użytkowania, nadawać się do odzysku jako surowce wtórne. Przykładem

na powtórne wykorzystanie może być aluminiowy i żelazny złom, który staje się

jednym z podstawowych źródeł surowców w przemyśle.

Lepsze opanowanie technologii produkcji, wykorzystania powstałych odpadów

oraz ich przeróbki i recyklingu dają podstawy systemu chroniącego środowisko przed

nadmiernie szkodliwym wpływem człowieka. Strategia gospodarki odpadami powinna

obejmować:

-

unikanie ich powstawania, zmniejszenie ich ilości i szkodliwości,

-

materiałowe i energetyczne wykorzystanie odpadów, przy czym pierwszeństwo

mają metody mniej szkodliwe dla środowiska.

Na wszystkich etapach produkcji przemysłowej, od pozyskania surowca do

produktu końcowego, powstają odpady: ścieki, osady ściekowe, odpady stałe,

gazowe i in. Mogą być one odprowadzone do środowiska bez oczyszczania tylko

wówczas, gdy ładunek zanieczyszczeń nie przekroczy zdolności samooczyszczania

odbiornika (atmosfera, rzeki, jeziora, grunty, i in.), a jego jakość będzie odpowiadać

obowiązującym przepisom prawnym. Najczęściej takie postępowanie wiąże się z

ogromnym zagrożeniem ekologicznym. Szczególne zagrożenie stanowią ścieki

przemysłowe. Zawierają one często substancje wywołujące w żywym organizmie

nieodwracalne zmiany. Takimi substancjami są metale ciężkie. Dodatkowo może

następować zjawisko synergizmu, czyli wzmożonego działania kilku czynników.

Stopień, w jakim należy oczyścić ścieki, obliczany jest w odniesieniu do:

zawartości tlenu w odbiorniku, odczynu, zawartości zawiesin, substancji toksycznych

i innych wskaźników lub rodzajów zanieczyszczeń.

W zależności od rodzaju, postaci oraz stężenia usuwanych składników i

miejsca, gdzie będą kierowane oczyszczone ścieki, wyróżnia się różne metody

oczyszczania: mechaniczne, fizykochemiczne, biologiczne.

Ścieki zawierające metale ciężkie najczęściej oczyszcza się metodami:

chemicznymi (neutralizacja, redukcja i/lub utlenianie, strącanie), fizyko-chemicznymi

(sorpcja, ekstrakcja, wymiana jonowa), elektrochemicznymi. Wybór metody zależny

jest do: rodzaju ścieków, składu, postaci i stężenia usuwanych składników i

wymaganego stopnia oczyszczenia .

Ekstrakcję stosuje się najczęściej w przypadkach, gdy zależy nam na

wydzieleniu określonego składnika z mieszaniny i otrzymania go w czystej postaci.

Metody ekstrakcyjne są proponowane głównie do oczyszczania ścieków

galwanicznych.

Neutralizację prowadzi się w celu osiągnięcia określonego przepisami odczynu

pH, przy zastosowaniu określonych reagentów (kwasy, zasady). W zależności od

składu ścieków i stosowanego reagenta, procesowi neutralizacji może towarzyszyć

chemiczne współstrącanie i strącanie wodorotlenków metali ciężkich.

Chemiczne strącanie prowadzi najczęściej do wytrącenia wodorotlenków

metali ciężkich. Strącanie poszczególnych metali zależy ściśle od wartościach pH. W

przypadku roztworów jednoskładnikowych ilość jonów metali ciężkich pozostałych w

ściekach zależy od iloczynu rozpuszczalności wodorotlenków. Na skuteczne

wytrącenie kationów metali z roztworu ma wpływ wiele czynników: rodzaj

neutralizującego reagenta, skład i stężenie substancji rozpuszczonych, szybkość

mieszania. W przypadku występowania w roztworze kilku jonów metali ciężkich

stosowana dawka środka neutralizującego jest wypadkową zapotrzebowania na

strącenie poszczególnych jonów.

Utlenianie/redukcja to procesy wykorzystywane w oczyszczaniu m.in. ścieków

galwanicznych, np. redukcja silnie toksycznego chromu Cr(VI) do Cr(III), a następnie

wytrącanie Cr(OH)

3

.

Wymiana jonowa jest to proces, w którym wykorzystuje się wymieniacze

jonowe zwane jonitami. Są to substancje wielkocząsteczkowe, wykazujące zdolności

do wymiany własnych jonów na jony w otaczającym je roztworze. W zależności od

tego, czy wymieniane są kationy czy aniony, wyróżnia się kationity i anionity.

Proces ten wykorzystuje się także do oczyszczania ścieków pogalwanicznych.

W przypadku kwaśnych ścieków chromianowych klasyczny schemat odzysku kwasu

chromowego zakłada dekationizację na silnie kwaśnym kationicie wodorowym. Ma to

na celu całkowite wyeliminowanie kationów metali ciężkich zawartych w roztworze:

Fe

2+

, Cu

2+

, Ni

2+

, Zn

2+

, Al

3+

,Cr

3+

. Kolumny jonitowe powinny być poprzedzone

filtrami piaskowo-żwirowymi w celu usunięcia z wody zanieczyszczeń mechanicznych

oraz filtrów z węglem aktywnym w celu adsorpcji związków organicznych, które

mogłyby nieodwracalnie zanieczyścić żywice jonowymienne.

Procesy membranowe polegają na rozdzielaniu składników mieszaniny w

wyniku jej przepływu przez warstwę porowatą, czyli membranę. Rodzaj procesu

membranowego zależy od rodzaju siły napędowej i wielkości rozdzielanych cząstek.

Zdolność pobierania zanieczyszczeń, w tym metali ciężkich, przez

mikroorganizmy stanowi podstawę procesów biotechnologicznych służących

ochronie środowiska. Do szeroko stosowanych metod biologicznych zalicza się

procesy przebiegające na złożu biologicznym oraz wykorzystanie osadu czynnego.

Złoże biologiczne tworzą mikroorganizmy zasiedlające błonę biologiczną na

materiale, przez który przesączają się ścieki. Ich rola polega na adsorbowaniu

zanieczyszczeń zawartych w ściekach i rozkładaniu ich w warunkach tlenowych.

Warunkiem odpowiedniej pracy złoża biologicznego jest:

- istnienie odpowiedniej ilości błony biologicznej,

- łatwy dostęp tlenu do całej objętości złoża.

Osad czynny jest wysoko wyspecjalizowaną biocenozą, na którą składają się

zarówno mikroorganizmy: bakterie, grzyby, pierwotniaki, jak i zwierzęta tkankowe,

takie jak wrotki i nicienie. Przyjmuje się, że najbardziej istotnym składnikiem osadu

czynnego są bakterie. Efektywność oczyszczania zależy w dużej mierze od

aktywności tych organizmów. Ta szczególna ich rola związana jest przede wszystkim

z bardzo korzystnym stosunkiem powierzchni komórek bakteryjnych do ich objętości,

a tym samym dużą powierzchnią czynną.

Oczyszczanie ścieków metodą osadu czynnego polega na zatrzymaniu na

powierzchni mikroorganizmów zanieczyszczeń, a następnie ich mineralizacji w

warunkach tlenowych - napowietrzanie osadu czynnego. Oddzielenie osadu od

oczyszczanych ścieków następuje w osadnikach wtórnych, gdzie następuje

sedymentacja osadu i klarowanie ścieków. Osad z osadnika może podlegać

recyrkulacji lub jest usuwany jako osad nadmierny. Może być też poddawany dalszej

przeróbce np. do celów rolniczych lub do produkcji biogazu.

Efektywność oczyszczania zależy przede wszystkim od:

- aktywności fizjologicznej mikroorganizmów,
- kontaktu pomiędzy ściekami a osadem czynnym,
- odpowiedniej ilości soli pokarmowych w ściekach,
- pH ścieków .
Metoda osadu czynnego znalazła bardzo szerokie zastosowanie w oczyszczaniu

ścieków zawierających w swym składzie wiele toksycznych substancji, nie tylko

metali ciężkich.

Mikroorganizmy wykorzystywane w procesach usuwania metali ciężkich

Przy wykorzystywaniu metod mikrobiologicznych stosowane są szczepy

mikroorganizmów charakteryzujące się dobrą zdolnością namnażania nawet w

niekorzystnych warunkach środowiskowych. Zastosowanie mają również mieszane

populacje drobnoustrojów. Do mikroorganizmów, dzięki którym możliwe jest

usuwanie metali ze ścieków, osadów ściekowych, odpadów stałych czy terenów nimi

skażonych, zalicza się:

- bakterie,
- drożdże,
- promieniowce,
- pleśnie,

- grzyby (bez kapeluszowych),
- glony (bez plechowych).

Bakterie są najliczniej reprezentowaną grupą mikroorganizmów w procesach

biosorpcji metali. Należą one do Królestwa Procaryota. Występują praktycznie

wszędzie: w wodach, ściekach, powietrzu, glebie, organizmach roślinnych i

zwierzęcych.

Charakteryzują się znaczną rozpiętością rozmiarów (od jednego do kilku

mikrometrów) i kształtem (kuliste, cylindryczne, spiralne). Wśród kulistych bakterii

wyróżnia się: gronkowce (Staphylococcus), dwoinki (Diplococcus), paciorkowce

(Streptococcus), ziarniaki czworacze (Tetracoccus), sześcianki (Sarcina). Formy

cylindryczne reprezentowane są przez: pałeczki (Bacterium), laseczki (Bacillus),

maczugowce (Corynebacterium), prątki (Mycobacterium). Do spiralnych bakterii

zaliczyć można: przecinkowce (Vibrio), śrubowce (Spirillum), krętki (Treptonema). Ich

cechą charakterystyczną jest brak jądra otoczonego błoną jądrową, mitochondriów

oraz jąderka i białek histonowych, a podwójna nić DNA styka się bezpośrednio z

plazmą.

Strukturami anatomicznymi występującymi w każdej komórce bakteryjnej są:

nukleoid i plazmidy, rybosomy, błona cytoplazmatyczna, a u większości bakterii –

ściana komórkowa i mezosomy. U niektórych gatunków występują też: rzęski,

fimbrie, zewnątrzkomórkowe polimery, wtręty cytoplazmatyczne. Ze względu na

istotną rolę, jaką pełnią osłony komórek bakteryjnych w procesie usuwania metali

ciężkich ze ścieków, osadów ściekowych czy w innych procesach technologicznych,

przedstawiona zostanie charakterystyka rodzaju tych osłon.

Osłony komórki bakteryjnej są utworzone z:

- błony cytoplazmatycznej,
- ściany komórkowej

-

polimerów, występujących u bakterii zewnątrzkomórkowych.

Błona cytoplazmatyczna składa się z dwóch nieprzepuszczalnych dla

elektronów warstw białek przedzielonych warstwą fosfolipidów. Udział fosfolipidów

w masie błony komórkowej stanowi 40%. Każda cząsteczka fosfolipidów zawiera

część polarną zbudowaną z grupy fosforanowej i glicerolu (ma ona hydrofilowy

charakter a więc jest rozpuszczalna w wodzie) oraz część niepolarną zbudowaną z

kwasów tłuszczowych (wykazuje hydrofobowy charakter i jest nierozpuszczalna w

wodzie).

Białka występujące w błonie cytoplazmatycznej dzieli się na:

- białka peryferyczne, przylegające do warstwy lipidowej po stronie

wewnętrznej i zewnętrznej, słabo z nią związane,

- białka integralne wnikające w głąb warstwy lipidowej, silnie z nią związane;

białka te to permeazy oraz białka uczestniczące w transporcie

wykorzystującym system grup translokacyjnych [26].

Do podstawowych funkcji błony cytoplazmatycznej należy:

- transport substancji pokarmowych i innych do komórki i wydalanie zbędnych

produktów metabolizmu,

- udział w procesach oksydacyjno-redukcyjnych,
- wydzielanie enzymów hydrolitycznych rozkładających makrocząsteczki na

mniejsze,

- uczestniczenie w syntezie ściany komórkowej.

Ściana komórkowa bakterii gramdodatnich zbudowana jest mureiny i

kwasów tejchojowych. Pod względem chemicznym mureina jest polimerem

zbudowanym z powtarzających się jednostek utworzonych z N-acetyloglukozoaminy

oraz kwasu N-acetylomuraminowego, połączonych wiązaniem beta-1,4-

glikozydowym. Do każdej cząsteczki przyłączone są krótkie boczne łańcuchy

peptydowe, które mogą być połączone ze sobą poprzecznymi mostkami

peptydowymi. Mureina w ścianach bakterii gramdodatnich tworzy struktury

wielowarstwowe i może stanowić 90% materiału ściany komórkowej. Kwasy

tejchojowe są z kolei polimerami składającymi się z powtarzających się jednostek

glicerolu lub rybitolu, połączonych wiązaniem fosfodiestrowym. Są one powiązane z

mureiną lub błoną cytoplazmatyczną za pomocą wiązań kowalencyjnych.

Ściana komórki bakterii gramujemnych zbudowana jest z kilku warstw:

mureiny, lipoproteiny, błony zewnętrznej. Mureina składa się tylko z jednej do

maksymalnie trzech warstw, stanowiąc 5-20 % materiału ściany komórkowej i jest

mniej usieciowana poprzecznie. Lipoproteina wiąże błonę zewnętrzną z mureiną.

Część białkowa lipoproteiny połączona jest wiązaniem peptydowym z bocznym

łańcuchem peptydowym mureiny, a część lipidowa związana jest z lipidami błony

zewnętrznej.

Błona zewnętrzna bakterii składa się z białek, fosfolipidów i

lipopolisacharydów. Nie zawiera kwasów tejchojowych (typowych dla bakterii

gramdodatnich). Błona zewnętrzna jest w małym stopniu przepuszczalna dla

substancji o charakterze hydrofilowym. Część rzeczywistej przepuszczalności tej

błony zależy od jej białek.

Białka błony zewnętrznej, które uczestniczą w transporcie do komórki, zwane

są porynami. Przez nie mogą dyfundować różnego rodzaju substancje. Dzieli się je

na:

- poryny specyficzne, które umożliwiają przechodzenie ściśle określonych

substancji

- poryny niespecyficzne umożliwiające przepuszczanie cząsteczek o

określonej wielkości i hydrofilowym charakterze.

Fosfolipidy stanowią wewnętrzną warstwę błony zewnętrznej. Lipopolisacharyd

- charakterystyczny składnik dla bakterii gramujemnych, umiejscowiony jest w

zewnętrznej warstwie błony. Zbudowany jest z trzech składników: lipidu A, wielocukru

rdzeniowego i O-swoistego łańcucha cukrowego.

Bakterie gramdodatnie i gramujemne mogą syntetyzować i wydzielać

substancje o charakterze polimerów. Polimery tworzące zbitą warstwę ściśle

otaczającą komórkę i ściśle z nią związaną nazywa się otoczką. Gdy polimery

tworzą warstwę luźno związaną z komórką, przybierając formę włókienek

sterczących na zewnątrz komórek, nazywa się je glikokaliksem. Jeżeli polimery są

całkowicie odłączone od komórki bakteryjnej, ale ją otaczają, nazywa się je warstwą

śluzową. Polimery te mogą być: polisacharydami, polipeptydami lub polisacharydo-

polipeptydami. Polisacharydy zbudowane są z: cukrów, aminocukrów i kwasów

uronowych. Funkcje i właściwości zewnątrzkomórkowych polimerów są różnorodne i

zależą w dużym stopniu od sposobu ich ukształtowania wokół komórki. Egzoplimery

poza ochroną komórki przed wysychaniem i szkodliwymi czynnikami, wpływają także

na przechodzenie związków chemicznych do jak i z komórki.

Usuwanie metali ciężkich przez mikroorganizmy wynika z mechanizmów:

- powierzchniowego wiązania metali przez reaktywne polimery i makrocząsteczki

występujące w osłonach komórkowych,

- wewnątrzkomórkowego wiązania metali.

Oporność drobnoustrojów na metale ciężkie wynika z obecności systemów

komórkowych umożliwiających wydalanie metali na zewnątrz, bioakumulację lub

przemiany enzymatyczne prowadzące do powstawania mniej toksycznych form

metali. Usuwanie metali z udziałem mikroorganizmów jest określana mianem

biosorpcji. Jest to proces, który polega na:

- wiązaniu jonów metali przez grupy reaktywne biopolimerów występujących w

osłonach komórkowych mikroorganizmów,

- zatrzymaniu na powierzchni nierozpuszczalnych wodorotlenków, soli lub

kompleksów metali,

- reakcji chemicznych z wydzielanymi na zewnątrz metabolitami,
- tworzeniu nierozpuszczalnych związków metali, a następnie ich gromadzeniu i

krystalizacji w obrębie osłon komórkowych.

Mechanizmy usuwania metali ciężkich przez mikroorganizmy

a) Powierzchniowe wiązanie metali zależy głównie od składu chemicznego

osłon, a w szczególności od:

- rodzaju i liczebności dostępnych ligandów,
- ich rozmieszczenia przestrzennego,
- powinowactwa chemicznego do metalu.

Osłony komórkowe mają charakter anionowy, a wiązanie metali może być

skutkiem adsorpcji jonowymiennej, przyciągania elektrostatycznego bądź reakcji

chemicznych. Główną rolę w procesach zewnątrzkomórkowego wiązania metali

przez drobnoustroje odgrywają procesy:

- wymiany jonowej,
- tworzenia trwałych kompleksów.

W procesach wymiany jonowej biorą udział grupy funkcyjne polimerów i

makrocząsteczek komórkowych, a w szczególności grupa karboksylowa i

fosforanowa. Grupy karboksylowe występują licznie w białkach ściany komórkowej,

odpowiednio podstawionych mono- i polisacharydach. Fosforany występują w

polisacharydach komórkowych, lipoproteinach i lipopolisacharydach.

b) Tworzenie trwałych kompleksów to mechanizm zewnątrzkomórkowego

wiązania metali. Ujemnie naładowane grupy: karboksylowa i hydroksylowa oraz

posiadająca wolną parę elektronową grupa aminowa, łatwo tworzą kompleksy z

elektrododatnimi jonami metali, jak: Al

3+

, Cr

3+

, Fe

2+

, Co

2+

, Ti

2+

, Zn

2+

, Sn

2+.

. Istotną

rolę białek w procesach sorpcji metali potwierdzają liczne badania. Obniżając

zawartość białka w stosunku do węglowodanów w ścianie komórkowej u

Saccharomyces cerevisiae, nastąpiło obniżenie sorbowanej miedzi o 30%. Białka

odgrywają natomiast mniejsze znaczenie w przypadku wiązania takich metali jak

kadm i nikiel. Istotną rolę w procesie wiązania kadmu ma chityna, składnik ściany

komórkowej u grzybów.

Z kolei mannan - jeden z głównych składników ściany komórkowej drożdży

charakteryzował się największą zdolnością sorpcji miedzi i kobaltu.

Badania czterech szczepów bakterii: Bacillus cereus, Bacillus subtilis,

Escherichia coli i Pseudosomonas aureginosa pod kątem sorpcji takich metali jak:

kadm, miedź, srebro, lantan dowiodły, że gramujemne bakterie (Escherichia coli,

Pseudosomonas aureginosa) usuwały kadm z większą efektywnością niż bakterie

gramdodatnie (Bacillus subtilis, Bacillus cereus). Z kolei miedź była najefektywniej

usuwana przez Bacillus subtilis.

c) Wewnątrzkomórkowe wiązanie metali ciężkich

Różnice w zdolności wiązania metali przez bakterie gramdodatnie i

gramujemne wynikają głównie ze zróżnicowanego składu chemicznego ścian

komórkowych.

Tabela 2. Biosorpcja metali przez mikroorganizmy

Symbol

Metalu

Metal

Rodzaj/ gatunek

Mikroorganizmu

Piśmiennictwo

Hg

rtęć

Pseudosomonas aureginosa

Srteptomyces clavuligerus

[35]
[36]

Pb

ołów

Pseudosomonas aureginosa

(żywe i martwe komórki)

[35]

Bacillus sp.

[37]

Alcaligenes sp.

[37]

Aspergillus sp.

[38]

Fucus vesiculosus

[39]

Ascophyllum nodosum

[39]

Sargassum sp.

[39]

Rhisopus nigricans

[40]

Cu

miedź

Pseudosomonas aureginosa

[41]

Ascophyllum nodosum

[42]

Phanerochaete chrysosporium

[43]

Saccharomyces cerevisiae

[44]

Penicillinum chrysogenum

[36]

Streptomyces rimosus

[45]

Eclonia maxima

[46]

Cd

kadm

Enterobacter cloacae

[47]

Klebsiella pneumoniae

[47]

Pseudosomonas sp.

[47], [36]

Proteus mirabilis

[47]

Proteus vulgaris

[47]

Sargassum

[48]

Ni

nikiel

Streptomyces rimosus

[ 45]

Fusarium flocciferum

[49]

Eclonia maxima

[46]

Zn

cynk

Aspergillus oryzae

[50]

Przyjmuje się, że gramdodatnie bakterie efektywniej wiążą metale w

porównaniu z gramujemnymi. Zdaniem niektórych badaczy gramujemne bakterie

wiążą około dziesięciokrotnie mniej metali ciężkich niż gramdodatnie.

Zdolność bakterii gramdodatnich do efektywniejszego wiązania metali wiąże się

z obecnością mureiny (peptydoglikanu), która u tych bakterii składa się z

kilkudziesięciu warstw (u gramujemnych tworzy ona od jednej do trzech warstw).

Wiązanie jonów przez mureinę ma charakter jonowy.

Kwasy tejchojowe, drugi obok mureiny budulec ścian komórkowych bakterii

gramdodatnich, ze względu na wysoką zawartość fosforanów, posiadają silnie

kwasowy charakter. W dużej mierze odpowiada to za ujemny ładunek powierzchni

komórek gramdodatnich.

Ważną rolę w powierzchniowym wiązaniu metali pełnią też otoczki i warstwy

śluzowe. Większość z nich składa się z polimerów obojętnych cukrów, kwasów

(uronowego, pirogronowego, octowego) oraz polipeptydów. Nadają one

egzopolimerom anionowy charakter wynikający z przewagi grup elektroujemnych i

pozwala na wiązanie znacznych ilości kationów metali. Egzopolimery efektywnie

usuwają kadm z roztworów wodnych.

d) Wewnątrzkomórkowe wiązanie metali ciężkich

Metale ciężkie są usuwane z wód, ścieków, osadów ściekowych czy terenów

nimi zanieczyszczonych przez mikroorganizmy w wyniku procesów związanych z ich

metabolizmem komórkowym. Wśród takich procesów metabolicznych wyróżnić

można:

- pozakomórkowe wydzielanie przez mikroorganizmy substancji nieorganicznych

lub organicznych, reagujących z występującymi w roztworze metalami,

powodujących zmianę odczynu, w wyniku czego tworzą się związki o małej

rozpuszczalności,

- biotransformację polegającą na biologicznym utlenianiu lub redukcji metalu w

wyniku czego usuwanie metalu jest skutkiem jego przechodzenia z form

rozpuszczalnych w mniej rozpuszczalne,

- biotransformację rozpuszczalnych form metali do lotnych związków

organopochodnych czy czystego pierwiastka (np. rtęci), które następnie mogą

być uwalniane do atmosfery,

- wewnątrzkomórkowe pobieranie i wytrącanie metali.
Wpływ pH środowiska

Podczas wzrostu wielu gatunków mikroorganizmów ulega zmianie odczyn pH

środowiska. Przykładem może być wzrost bakterii z rodzaju Citrobacter czy

Pseudosomonas na pożywkach organicznych, który powoduje podwyższenie pH.

Zmiana odczynu powoduje przesunięcie równowagi chemicznej pomiędzy formami

metali występującymi w roztworze, a pośrednio ma wpływ na powinowactwo

adsorpcyjne metalu do otoczek i ścian komórkowych. W środowisku alkalicznym

tworzą się słabo rozpuszczalne związki metali, podczas gdy w środowisku kwaśnym

dominują rozpuszczalne formy, w których metal występuje w formie jonowej.

Zdolność zmiany odczynu przez mikroorganizmy zależy w dużej mierze od podłoża,

na którym są namnażane. Mechanizm zwiększonego usuwania kadmu z roztworu z

udziałem Alcaligenes denitrificans, jest związany ze zdolnością tego gatunku do

silnej alkalizacji środowiska w wyniku denitryfikacji.

Wpływ wydzielanych metabolitów

Inny mechanizm, stymulujący usuwanie z roztworu, metali jest związany z

wydzielaniem organicznych oraz nieorganicznych metabolitów. Niektóre wydzielane

pozakomórkowo kwasy organiczne czy niskocząsteczkowe białka łatwo przyłączają

kadm. Powstające kompleksy są deponowane następnie w obrębie błon lub ściany

komórkowej, dzięki czemu zachodzi jego usuwanie z roztworu. Niektóre gatunki

mikroorganizmów redukują siarczany do siarkowodoru dzięki obecności reduktaz

występujących w białkach błonowych. Umożliwia to wytrącenie metali w postaci

nierozpuszczalnych siarczków np. srebra, kadmu, niklu czy miedzi.

Wysoka efektywność usuwania kadmu osiągana jest przy użyciu Citrobacter

sp. Bakterie te rosnąc na podłożach zawierających fosfoglicerol lub inne organiczne

fosforany, wytwarzają specyficzny enzym - kwaśną fosfatazę. Enzym ten

zlokalizowany jest na powierzchni komórek i odpowiada za hydrolizę substratu,

wskutek czego uwalniane są jony HPO

4

2-

. Usuwanie metalu polegało na ich reakcji z

jonami HPO

4

2-

i wytrącaniu nierozpuszczalnych MeHPO

4

na powierzchni komórek.

Wpływ procesów biologicznego utleniania – redukcji

Przemiany enzymatyczne w transformacjach metali to procesy utleniania-

redukcji oraz metylacji i demetylacji, prowadzące do zmiany formy występowania, a

często do detoksykacji środowiska.

Arsen może zostać utleniony do As(V) przy udziale oksydaz, a ten jest z kolei

mniej toksyczny oraz łatwiej strącany przez fosforany, wapno czy chlorek żelaza(III).

Jednym ze sposobów usuwania chromu(VI) z roztworu jest zdolność wykorzystania

go przez mikroorganizmy jako akceptora elektronów, dzięki czemu następuje jego

redukcja do Cr(III). Do bakterii redukujących chromiany zaliczyć można Enterobacter

cloacae. Do usuwania rtęci wykorzystuje się szczep Aeromonas hydrophila. Proces

ten przebiega dwuetapowo:

- redukcja jonowej formy rtęci do rtęci metalicznej przez system reduktaz,
- gromadzenie rtęci na zewnątrz komórek.
Akumulacja

Z metabolizmem komórkowym związany jest proces bioakumulacji metali.

Zależna od metabolizmu komórkowego kumulacja metali jedno- i

wielowartościowych odbywa się przez systemy transportowe. Obecność metali

ciężkich w środowisku indukuje u mikroorganizmów syntezę specyficznych białek –

metalotionein. Są to politiolowe polipeptydy zawierające znaczne ilości (do 30%)

cysteiny. U glonów i wyższych roślin wykryto fitochelatyny – polipeptydy wiążące

metale.

Bogata w reszty tiolowe metalotioneina zdolna jest do wiązania takich metali

jak: Zn, Cu, Ag, Sn, Hg, Cd. Po związaniu z metalotioneiną nie mogą się one

związać z innymi ważnymi funkcjonalnie białkami, co obniża ich toksyczność.

Synteza metylotioneiny w komórkach indukowana jest obecnością metali i cysteiny.

Zdolność usuwania miedzi i kadmu przez mikroorganizmy rosnące na podłożu z

cysteiną była odpowiednio o 38 i 88% większa w porównaniu z próbą kontrolną.

Fitochelatyny- to białka, które są indukowane przez rośliny i glony podczas ich

kontaktu z wysokim stężeniem metali w środowisku.

Metale mogą być też wiązane w komórkach w postaci granul polifosforanowych

np. z kadmem. Drożdże wiążą metale wewnątrz komórek w postaci

niskocząsteczkowych polifosforanów w wakuolach lub w postaci granulek.

Bioremediacja

Bioremediacja metali to technologia usuwania metali (głównie z gruntu i wód

gruntowych), wykorzystująca żywe mikroorganizmy do katalizowania destrukcji lub

transformacji związków metali w formy mniej szkodliwe.

Zasadnicze procesy wchodzące w skład technologii bioremediacji to:

-

monitoring naturalnego procesu biodegradacji –

bioremediacja

podstawowa,

-

przeprowadzenie modyfikacji środowiskowej np.: dostarczenie pożywek dla

mikroorganizmów lub napowietrzanie terenu poddawanego bioremediacji –

biostymulacja,

-

wprowadzenie dodatkowych mikroorganizmów – bioaugmentacja.

Podczas gdy konwencjonalne technologie oczyszczania gruntów wymagają

transportu dużych ilości gruntu skażonego substancjami toksycznymi, tj. metalami

ciężkimi, bioremediacja posiada tę zaletę, że może być zastosowana w miejscu

skażenia (in situ) i nie wymaga zastosowania żadnych skomplikowanych urządzeń.

Stosowana bywa również metoda (ex situ), wymagająca przemieszczenia np.

zanieczyszczonego gruntu w inne miejsce, gdzie będzie odbywał się proces

usuwania zanieczyszczeń.

Biodegradacja przy użyciu mikroorganizmów może odbywać się w środowisku

aerobowym (zachodzi przy znacznej ilości tlenu) lub anaerobowym (bez dostępu

tlenu).

Do elementów, które mają wpływ na przebieg bioremediacji, należą: ilość

dostępnego tlenu, wody, pH, obecność pożywek, temperatura.

Procesy bioremediacji

Bioremediacja podstawowa

Bioremediacja podstawowa to proces podczas którego jedynie naturalne

mikroorganizmy skażonego terenu są wykorzystywane do obniżenia stężenia metali

ciężkich w gruncie do bezpiecznego poziomu, w określonych i akceptowalnych

ramach czasowych . Jeżeli tylko okoliczności są sprzyjające, to metoda ta znajduje

zastosowanie, gdyż nie wymaga dodatkowej interwencji, poza monitorowaniem

naturalnego procesu biodegradacji skażenia.

Biostymulacja

Stymulację mikroorganizmów naturalnie występujących na skażonym terenie

stosuje się zazwyczaj w celu przyspieszenia procesu bioremediacji zanieczyszczeń z

gleby. Do powszechnie znanych czynników ograniczających naturalny proces

biodegradacji należą: skrajnie wysokie stężenie substancji stanowiącej skażenie,

niedobór tlenu, niekorzystne pH, niedobór substancji mineralnych, zbyt niska

wilgotność oraz niekorzystna temperatura.W celu zwiększenia tempa procesu

naturalnej biodegradacji można zastosować różne metody modyfikacji warunków

środowiskowych, przede wszystkim:

- natlenianie,
- dodawanie pożywek.

Natlenianie stosuje się w celu zwiększenia dostępności tlenu cząsteczkowego,

gdyż w sposób istotny wpływa ono na biodegradację różnych związków

chemicznych. Najczęściej stosowanymi metodami natleniania są:

- wentylacja (wtłaczanie powietrza pod zwiększonym ciśnieniem przez układ

przewodów – drenów umieszczonych w gruncie),

- stosowanie rozcieńczonych roztworów wody utlenionej,
- spulchnianie gruntu przez mechaniczną uprawę.

Tempo procesu biodegradacji może być limitowane przez ograniczone stężenie

substancji odżywczych. Głównymi czynnikami tej grupy są związki azotu i fosforu,

gdyż dostępność tych pierwiastków jest parametrem krytycznym dla procesu

bioremediacji. W warunkach, w których deficyt azotu i fosforu limituje efektywność

tego procesu, sztuczne wzbogacenie pożywkami rekultywowanego terenu,

najczęściej poprzez zastosowanie nawozów zawierających azot i fosfor, daje bardzo

dobre efekty w postaci znacznego przyspieszenia bioremediacji. Spośród

stosowanych nawozów wydzielić można trzy grupy: ciekłe nawozy hydrofobowe,

nawozy w fazie stałej i wodne roztwory nawozów.

Bioaugmentacja

Wzbogacenie zanieczyszczonego terenu w specjalnie wyselekcjonowane, o

dużej zdolności biodegradacji zanieczyszczeń, bakterie stosuje się, gdy rodzima

populacja bakterii na skażonym terenie nie wykazuje pożądanej aktywności w

kierunku biodegradacji zanieczyszczeń. Technologię tę realizuje się przez

bezpośrednią iniekcję zawiesiny mikroorganizmów o pożądanej aktywności

katalitycznej wraz z substancjami odżywczymi do skażonego gruntu.

Elektrobioremediacja

Jest to nazwa grupy metod oczyszczania gruntów wykorzystujących zjawiska

mikrobiologiczne, chemiczne oraz elektrokinetyczne np. polem elektrycznym do

przyspieszenia procesów usuwania zanieczyszczeń ze środowiska.

Zalety i ograniczenia bioremediacji

Technologia ta polecana jest do szerokiego stosowania w walce z coraz

powszechniejszym problemem skażeń szczególnie gruntów i wód gruntowych.

Sprawdza się ona w różnych warunkach pogodowych i w zróżnicowanych formacjach

geologicznych. Coraz większą popularność bioremediacja zawdzięcza wymienionym

poniżej cechom:

- jest ekonomiczna (tańsza niż dotychczas stosowane metody oczyszczania

gruntów i wód gruntowych),

-

proces likwidacji skażenia może być prowadzony in situ (w miejscu

skażenia, bez konieczności przemieszczania gruntu),

-

grunt nadaje się do użytku bezpośrednio po przeprowadzeniu procesu

oczyszczania,

- technologia ta nie wymaga z reguły stosowania kosztownej i

skomplikowanej aparatury.

Do ograniczeń w stosowaniu bioremediacji zaliczyć należy:

- rodzaj skażeń w stosunku do których można tę metodę zastosować,
- warunki panujące w miejscu, które należy poddać oczyszczeniu,
- czas, w którym zanieczyszczenie powinno zostać usunięte.

Metody biologiczne i ich zastosowanie muszą być poprzedzone rozległymi

badaniami mikrobiologicznymi, przy szczególnym uwzględnieniu wszystkich

elementów danego środowiska, mogącego mieć jakikolwiek wpływ na przebieg

remediacji.

Możliwości zastosowania bioremediacji

Metody te znajdują szczególne zastosowanie przy remediacji gruntów i wód

gruntowych skażonych głównie:

- produktami ropopochodnymi, benzenem, toluenem, ksylenem, paliwami

napędowymi, benzyną,

- produktami organicznymi, w tym trichloroetylenem,
- pestycydami,
- rozpuszczalnikami,
- środkami do impregnacji drewna.

Metoda ta jest również wykorzystywana w przypadku skażeń metalami ciężkimi.

Bioremediacja bardzo skutecznie została zastosowana na terenie byłej bazy

paliwowej oraz magazynowania rozpuszczalników w stanie Nowy Jork w USA.

Głównymi substancjami skażającymi grunt były: aceton, benzen, etanol,

trichloroetylen, ksylen oraz w niewielkim stopniu metale ciężkie (m.in.: ołów, rtęć).

Zanieczyszczenie obejmowało 3,2 ha powierzchni i sięgało na głębokość do 2m.

Wykorzystano tu napowietrzenie z równoczesnym wprowadzeniem dodatkowych

mikroorganizmów. Prace prowadzono osiem miesięcy i osiągnięto redukcję stężenia

do poziomu nieco poniżej dopuszczalnej normy.

Nauka o technologicznych i technicznych sposobach wykorzystywania

mikroorganizmów w procesach wydobycia, przetwórstwa rud metali oraz

biologicznych metodach ekstrakcji metali z roztworów, odpadów i terenów nimi

zanieczyszczonych nosi nazwę biohydrometalurgii. Ma ona charakter

interdyscyplinarny obejmujący wiedzę z zakresu biochemii, geomikrobiologii, ekologii

mikroorganizmów i hydrometalurgii. Spośród stosowanych metod biohydrometalurgii

można wyróżnić:

- pozyskiwanie metali z rud metodami biologicznymi zastępując tradycyjne

metody pirometalurgiczne,

- wytwarzanie siarki z siarczanów,
- odsiarczanie paliw m.in.: węgla, ropy,
- oczyszczanie ścieków,

- unieszkodliwianie odpadów.
W oczyszczaniu ścieków i unieszkodliwianiu odpadów metody mikrobiologiczne

koncentrują się na:

- ługowaniu metali z odpadów,
- biologicznej akumulacji,
- zatężania metali ze ścieków.
Usuwanie metali ze ścieków polega na:

- wiązaniu metali na powierzchni organizmów,
- regeneracji biomasy,

-

usuwaniu (odzysku) metali z odcieku.

Etapy w procesie usuwania metali ciężkich

Biosorpcja

W wiązaniu metali na powierzchni mikroorganizmów (biosorpcji) mogą być

wykorzystywane:

- mikroorganizmy stanowiące produkt uboczny w przemyśle farmaceutycznym

czy fermentacyjnym, w procesach oczyszczania ścieków,

- mikroorganizmy hodowane i namnażane na specjalnych podłożach

i wykazujące zdolność do bardzo efektywnego wiązania metali czy ich

biotransformacji,

- biopreparaty, np.: AMT-BIOCLAM,
- sorbenty pochodzenia roślinnego i zwierzęcego np.: kora bogata w taniny,

rośliny morskie, humus, torf mchowy, modyfikowana bawełna, wełna,

chityna, chitosan, alginian.

Zdolność osadu czynnego do sorbowania jonów metali ciężkich została

zaobserwowana i opisana przez Ruchoffa już w 1949 roku. Na proces ten mają

wpływ: obecność mikroorganizmów produkujących zewnątrzkomórkowe polimery i

białka wiążące metale oraz rodzaj ich osłon komórkowych, początkowe stężenie

metalu, odczyn, specyficzność mikroorganizmów w stosunku do metali obecnych w

ściekach. Usuwanie metali z roztworów wodnych przy udziale mikroorganizmów

zachodzi bardzo szybko. W ciągu pierwszych 10 – 15 minut sorpcji ma miejsce

usunięcie około 85 –90% ilości metalu. Uważa się, że w początkowym etapie

wiązanie metali przez mikroorganizmy następuje głównie w wyniku procesów

fizykochemicznych, natomiast biologiczne mechanizmy transportu i

wewnątrzkomórkowej akumulacji tylko nieznacznie wspomagają ten proces.

Pomimo iż biosorpcja metali przebiega w złożony sposób, to wielu autorów do

interpretacji wyników badań usuwania metali z roztworów wodnych wykorzystywało

izotermy adsorpcji Freundlicha lub Langmuira. Izotermy adsorpcji przedstawiają

zależność między masą metalu zaadsorbowanego przez jednostkę masy adsorbentu

a równowagowym stężeniem metalu. Wyznaczone z równań Langmuira lub

Freundlicha stałe stanowią miarę efektywności testowanych biosorbentów.

Równanie Freundlicha może być wyrażone następująco:

Q = k · C

n

[73],

gdzie:
Q - masa sorbowanego metalu (mg/g s.m.)

C - stężenie adsorbowanej substancji w roztworze w stanie równowagi (mg/dm³)

k - stała adsorpcji określająca przewidywaną ilość adsorbowanej substancji na jednostkę masy

adsorbenta (mg/g s.m.),

n - współczynnik rozdziału określający stosunek ilości substancji zaadsorbowanej do ilości

pozostałej w roztworze w stanie równowagi (dm³/g s.m.).

Wg teorii Langmuira, na powierzchni adsorbentu znajdują się miejsca aktywne,

w których adsorbują się cząsteczki adsorbatu. Po przyłączeniu adsorbatu powstaje

jednocząsteczkowa warstwa adsorpcyjna zwana monowarstwą. Ilość

zaadsorbowanej substancji zależy od pojemności adsorpcyjnej monowarstwy (stała

b) oraz powinowactwa adsorpcyjnego adsorbatu do adsorbenta (stała K).

Równanie adsorpcji Langmuira ma postać:

Q = b · K· C : (1 + K · C) [74],

gdzie:
Q - masa sorbowanego metalu (mg/g s.m.),
K - stała w równaniu Langmuira (dm³/g s.m.),
C - stężenie adsorbowanej substancji w stanie równowagi (mg/g s.m.),
b- maksymalna pojemność adsorpcyjna monowarstwy biosorbentu (mg/g s.m.).

Większość gatunków mikroorganizmów wykazuje zróżnicowane powinowactwo

adsorpcyjne oraz pojemność monowarstwy. Pojemność adsorpcyjna jest uważana

za jeden z głównych mierników przydatności mikroorganizmów do usuwania metali.

Inne ważne czynniki to:

- łatwość flokulacji bądź unieruchomienia mikroorganizmów,

- stała efektywność usuwania metali w szerokim zakresie odczynu,
- sprawność usuwania metali,
- łatwość desorpcji i możliwość wielokrotnego użycia biosorbentów,
- koszty procesu.

Optymalny odczyn sorpcji zależy zarówno od rodzaju metalu jak

i adsorbentu.

Usuwanie metali ciężkich ze ścieków, zanieczyszczonych wód i osadów

ściekowych jest ograniczone przez duże koszty związane z oddzielaniem biomasy od

wody osadowej po procesie sorpcji oraz małą trwałość biomasy, uniemożliwiającą

wielokrotne użycie mikroorganizmów w kolejnych cyklach sorpcji i desorpcji.

Unieruchomienie organizmów utrudnia przechodzenie ich do ruchomej fazy

unoszącej substrat i produkt, pozwala na zwiększenie gęstości populacji

mikroorganizmów w reaktorze oraz na efektywniejsze oddzielanie biomasy od

roztworu. Wpływa też korzystnie na wytrzymałość i trwałość biomasy, a także na

wzrost możliwości jej wykorzystywania w procesach ciągłych. Do unieruchomiania

mikroorganizmów stosuje się metody pasywne i aktywne.

Do metod pasywnych należy zaliczyć:

- samoagregację, np. flokulację komórek lub ich adhezję,
- zasiedlanie na powierzchni nośników.
Wiele mikroorganizmów wykazuje zdolność wydzielania polimukosacharydów,

umożliwiających im wzrost w formie kłaczków lub granulek. Tworzeniu skupisk

sprzyja duża koncentracja biomasy w reaktorze. Zdolność komórek do wzajemnego

łączenia się i wzrostu biomasy w postaci granulek może być indukowana np. poprzez

stosowanie odpowiednich podłoży, regulację odczynu, temperatury czy tlenu w

czasie namnażania biomasy. Drobnoustroje rosnące w formie kłaczków czy granulek

charakteryzują się jednak małą wytrzymałością mechaniczną, co stanowi ich

ograniczenie przy wykorzystaniu.

Biomasę można poddawać usieciowaniu za pomocą środków chemicznych, tj.:

aldehydu glutarowego, diizocjanianów czy tetraazowanej benzydyny. Usieciowane

komórki mikroorganizmów tworzą trwałe, nierozpuszczalne agregaty, ale dodatek

środków chemicznych może powodować zmniejszenie aktywności biochemicznej

komórek.

Mikroorganizmy wykazują również zdolność zasiedlania powierzchni stałych -

nośników. Są nimi m.in.: żele krzemionkowe, tlenki metali, żywice jonowymienne,

kształtki szklane czy ceramiczne o odpowiedniej porowatości, koks, wióry drzew

liściastych i inne. Unieruchomianie mikroorganizmów na powierzchniach stałych

zachodzi na skutek elektrostatycznego oddziaływania pomiędzy nośnikiem a

mikroorganizmami. Skutkiem tego zewnętrzna lub wewnętrzna powierzchnia nośnika

zostaje pokryta cienką warstewką (błoną) mikroorganizmów. Trwałość wiązań zależy

w dużym stopniu od odczynu, siły jonowej, temperatury i innych czynników

środowiskowych.

Procesy aktywne wymagają zastosowania metod chemicznych. Biomasa

unieruchamiana na wypełnieniach modyfikowanych ma większą zdolność do

tworzenia wiązań kowalencyjnych pomiędzy nośnikiem a biomasą. Jako przykłady

można wymienić nośniki oraz wiążące związki chemiczne: szkło lub ceramikę

uaktywnioną np. aldehydem glutarowym. Unieruchomienie mikroorganizmów

korzystnie wpływa też na własności sorpcyjne glonów.

Z uwagi na koszty stosowanie mikroorganizmów jako biosorbentów może być

opłacalne pod warunkiem odzyskiwania metalu z biosorbentu na drodze desorpcji,

jak i możliwości wielokrotnego użycia sorbentów w kolejnych cyklach sorpcji i

desorpcji.

Desorpcja i regeneracja biomasy

Wiązanie metali na powierzchni komórek następuje szybko, a proces poboru

metalu z roztworu trwa aż do osiągnięcia wysycenia miejsc aktywnych na

powierzchni biosorbentu. Utrzymanie stałej efektywności wymaga ciągłego

doprowadzania biomasy do reaktora, co znacznie podnosi koszty procesu. Dlatego

też dąży się do recyrkulacji biomasy, poddanej uprzednio desorpcji metali. W

przypadku desorpcji cyklicznej uzyskuje się zazwyczaj około ośmiu cykli.

Jako substancji odpłukujących używa się kwasów mineralnych (siarkowego(VI),

solnego i azotowego(V)), organicznych (cytrynowego) oraz środki kompleksujące

(EDTA, NTA). Stosowanie kwasów czy innych środków chemicznych może

prowadzić do zmniejszenia aktywności biomasy, a nawet do śmierci komórek.

Odzysk metali

Każde rozwiązanie technologiczne z zastosowaniem mikroorganizmów do

usuwania metali ciężkich musi uwzględniać również odzysk zaadsorbowanych przez

biomasę metali. Często do tego celu stosuje się proces elektrolizy.

Metody biohydrometalurgiczne

Do stosowanych w praktyce metod biohydrometalurgicznych należą: ługowanie

metali z rud, odsiarczanie węgla i ługowanie metali z odpadów stałych, płynnych i

gazowych.

Mikrobiologiczne ługowanie metali z rud

Ługowanie metali polega na biochemicznym upłynnianiu nierozpuszczalnych

związków metali. Przebieg biologicznego ługowania i ich wydajność zależy od

aktywności biochemicznej drobnoustrojów i fizykochemicznych właściwości związków

zawierających określone metale w optymalnych warunkach środowiska.

Ługowanie metali z rud przy udziale mieszanych populacji drobnoustrojów ma

złożony charakter i jest skutkiem wielu reakcji enzymatycznych, chemicznych oraz

elektrochemicznych.

Metody te pozwalają na doświadczalną eksploatację ubogich rud siarczkowych,

takich jak: kobalt, molibden, nikiel i cynk, jednak obecnie na skalę przemysłową

wykorzystywane są jedynie w przypadku miedzi, uranu i złota .

Większość mikroorganizmów zdolnych do ługowania metali należy do

chemolitotrofów, które jako źródło węgla komórkowego wykorzystują dwutlenek

węgla.

Wśród mikroorganizmów uczestniczących w utlenianiu mineralnych związków

siarki i żelaza, wyróżnić można:

-

obligatoryjne chemolitotrofy (Thiobacillus thiooxidans, Thiobacillus

ferrooxidans),

-

fakultatywne chemolitotrofy - zdolne do wykorzystania organicznych

i nieorganicznych związków siarki (Thiobacillus novelus, Thiobacillus

versutus)

-

chemolitoheterotrofy - zdolne do wzrostu na podłożach zawierających

związki organiczne (Beggiata sp., Thiotrix sp.).

Najbardziej efektywne w procesach ługowania okazują się mieszaniny

szczepów, dlatego też w procesach Thiobacillus thiooxidans, Thiobacillus

ferrooxidans

i

Leptospirillum

biohydrometalurgicznych prowadzonych

w skali przemysłowej nie stosuje się monokultur bakteryjnych. Wykorzystuje się

mieszaniny takich gatunków bakterii jak: Thiobacillus, Chromatium, Thiodyction,

Siderocapsa, Ferribacterium, Beggiatoa, Thiotrix i inne.

W procesach przekształcania nierozpuszczalnych siarczków w rozpuszczalne w

wodzie siarczany uczestniczą zwykle bakterie z gatunków: ferrooxidans.

Rola T. Thiooxidans polega głównie na wytwarzaniu kwasu siarkowego(VI). W

wyniku szybkiego utleniania zredukowanych związków siarki następuje upłynnienie

składników rudy co stwarza warunki sprzyjające rozwojowi dwóch pozostałych,

wspomnianych wyżej, gatunków bakterii.

Schemat utlenienia tych związków może być przedstawiony następująco:

S

4

O

6

2-

S

2- —————→

S

0 ————→

S

2

O

3

2- —————→

SO

3

2-

––––—— SO

4

2-

Efektywność procesu ługownia zależy głównie od T. ferrooxidans . Oprócz

charakterystycznych dla wszystkich gatunków z rodzaju Thiobacillus zdolności do

bezpośredniego utleniania zredukowanych związków siarki według reakcji:

Me S + 2 O

2

→ Me SO

4

.

T. ferrooxidans mogą przeprowadzać proces utleniania jonów żelaza Fe(II) do

Fe(III) według reakcji:

4Fe

2+

+ 4H

+

+ O

2

→ 4Fe

3+

+ 2H

2

O

W procesie utleniania jonów żelaza(II) współuczestniczą bakterie L.

ferrooxidans niezdolne do samodzielnego utleniania siarczków. Ich obecność isotnie

zwiększa wydajność procesów biologicznego ługowania.

Na szeroką skalę ługowanie wykorzystuje się do uzyskiwania metali

z ubogich rud, odpadów i koncentratów. W USA ok. 15% rocznej produkcji miedzi

jest pozyskiwane w wyniku mikrobiologicznego ługowania rud. Metoda ta jest

opłacalna nawet wtedy, gdy zawartość metalu w rudzie stanowi mniej, niż 0,4% Cu.

“Upłynniony” w wyniku ługowania metal otrzymuje się w stanie czystym (miedź

katodowa) z roztworu płynu ługującego w procesie elektrolizy.

Metody ługowania ubogich rud uranu stosuje się w kopalniach rud uranu w

Kanadzie, natomiast złota – w Afryce, Brazylii i Australii.

Problemy technologiczne związane z ługowniem metali w warunkach

technicznych obejmują:

- niedostateczne natlenienie złoża, które staje się czynnikiem limitującym

wzrost bakterii,

- mało skuteczny system zraszania,
- przegrzewanie złoża,
- zbyt duże odłamki rud, uniemożliwiające efektywne mikrobiologiczne

ługowanie,

- zbyt długi czas reakcji.
Prowadzone są badania nad nowymi szczepami bakterii, dzięki którym proces

ługowania zachodziłby szybciej.

Odsiarczanie węgla

Odsiarczanie węgla metodami mikrobiologicznymi polega na usunięciu

związków siarki występujących w pokładach węgla przy wykorzystaniu

mikroorganizmów.

Zawartość siarki w węglu mieści się najczęściej w zakresie 0,05 – 7 %. Może

ona występować zarówno w związkach nieorganicznych (siarczki, siarczany (IV, VI) )

oraz w związkach organicznych (alkilowe, arylowe pochodne siarkowodoru).

Podczas spalania węgla do atmosfery emitowany jest dwutlenek siarki, gdzie

może on reagować z wodą i tlenem prowadząc do powstania kwasu siarkowego (IV),

(VI). Proces ten jest powodem powstawania tzw. kwaśnych deszczów. Duże koszty

odsiarczania gazów odlotowych skłoniły do poszukiwania metod odsiarczania węgla.

Taką metodą może być metoda mikrobiologiczna z wykorzystaniem bakterii z rodzaju

Thiobacillus.

Skuteczność odsiarczania biologicznego maleje wraz ze wzrostem zawartości

organicznych związków siarki. Stopień usunięcia siarki występującej w postaci

związków nieorganicznych wynosi zazwyczaj 70-80% , natomiast w przypadku siarki

organicznej – wynosi najczęściej kilka procent. Zasadniczą wadą odsiarczania węgla

na hałdach jest czas niezbędny do osiągnięcia pożądanego odsiarczenia, który

wynosi średnio kilka lat.

Chociaż jest to metoda tania i prosta pod względem technologicznym, to czas

reakcji sprawia, że jest to metoda mało realistyczna.

Ługowanie metali z odpadów stałych, płynnych i gazowych

Duże nadzieje wiąże się z możliwościami wykorzystania procesów

biologicznego ługowania do utylizacji stałych, płynnych i gazowych odpadów i

osadów ściekowych zawierających metale ciężkie.

Metody ługowania są opłacalne nawet wtedy, gdy zawartość metali nie

przekracza 5%. W zakresie ługowania metali ciężkich z odpadów (stałych, ciekłych,

gazowych) wyróżnia się dwa nurty:

- zmniejszenie ich uciążliwości,
- odzyskiwanie metali (także cennych i rzadko występujących)

z zanieczyszczonych odpadów.

Zmniejszenie ładunków metali pochodzących ze ścieków (miejskich,

przemysłowych), a w konsekwencji w osadach ściekowych, polega m.in. na

opracowaniu metod usuwania metali w miejscu ich powstawania. Innym sposobem

jest spopielenie odpadów (co powoduje znaczne zredukowanie objętości poddanej

procesowi termicznemu).

Odzyskiwanie metali na drodze biologicznej polega na zastosowaniu bakterii z

gatunku Thiobacillus. Wymaga ono wprowadzenia dodatkowych związków

chemicznych, które będą wykorzystywane przez te bakterie jako substraty. Są nimi

najczęściej: sproszkowana siarka bądź siarczan żelaza (II).

Głównym czynnikiem limitującym szybkość procesu wymywania metali ze

ścieków i osadów ściekowych jest odczyn pH, od którego zależy specyficzna

szybkość wzrostu bakterii. W wyniku ługowania metali i obniżenia odczynu do pH 2

następuje zmniejszenie ilości bakterii jelitowych (potencjalnie chorobotwórczych oraz

wirusów), a w konsekwencji poprawa właściwości sanitarnych osadu. Stało się to

powodem podjęcia badań nad opracowaniem technologii umożliwiających

równoczesne ługowanie metali, sanitację i stabilizację osadu.

W przypadku, gdy osady ściekowe mają być wykorzystane do nawożenia gleb,

należy wytrącić metale ciężkie poprzez zastosowanie wapna. Dodatek wapna

pozwala na równoczesną eliminację fosforanów.

Dalsze perspektywy biohydrometalurgii

Biologiczne ługowanie metali jest najczęściej spotęgowaniem naturalnie

przebiegających procesów, warunkujących odwieczne cykle krążenia metali w

przyrodzie.

Koszty niezbędnych inwestycji i eksploatacji są niskie w porównaniu z kosztami

tradycyjnych metod (fizykochemicznych) wydobycia, przeróbki rud oraz oczyszczania

odpadów stałych, płynnych i gazowych oraz osadów ściekowych z metali ciężkich.

Jednak ze względu na to, że wiedza z tego zakresu jest jeszcze niekompletna,

istnieje pilna potrzeba badań nad mikrobiologicznymi metodami usuwania i odzysku

metali ciężkich.

Fitoodzysk - fitoremediacja

Fitoodzysk (fitoremediacja) jest to technologia oczyszczania środowiska

(gleb, wód gruntowych i powierzchniowych, osadów ściekowych i powietrza), która

wykorzystuje naturalne zdolności roślin do pobierania i gromadzenia substancji

zanieczyszczających lub do ich biodegradacji (rozkładu wewnątrz tkanek roślinnych).

Dzięki tej metodzie metale wraz z zebraną masą roślinną mogą być usunięte z

zanieczyszczonego terenu.

W celu osiągnięcia szybkiej rekultywacji środowiska skażonego metalami

ciężkimi należy dobierać gatunki roślin, które intensywnie pobierają metale ciężkie, a

następnie zbierać je w fazach rozwojowych, kiedy to rośliny wykazują najwyższe ich

stężenie.

Fitoremediacja może być stosowana do określenia stopnia zmiany jednej

formy składnika występującego w środowisku na inną np. z postaci mobilnej na

związaną w biomasie. Na podstawie tego procesu można także określić rzeczywistą

ilość składników, która może być usunięta z danej przestrzeni przyrodniczej razem z

określoną biomasą.

W fitoremediacji gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi wykorzystywane są

rośliny charakteryzujące się:

- dużą akumulacją metali,
- wysokim przyrostem biomasy,
- wysokim stopniem przemieszczania metali z korzeni do części

naziemnych, który zapewniłby możliwie największe usunięcie tych

pierwiastków ze skażonego środowiska wraz z materiałem roślinnym.

Ze względu na zawartość niektórych metali ciężkich (miedzi, kadmu, cynku,

ołowiu), rośliny akumulujące te pierwiastki, można uszeregować w następujący

sposób:

Cu

mniszek > skrzyp > trawy > sałata > kukurydza

Cd

tobołek > szpinak > sałata > wierzba > słoma jęczmienia > trawy

Pb

kapusta sitowata>kapusta pekińska>trawy>zboża>liście

buraków>ziemniaki>sałata>marchew

Zn

Tobołki alpejskie>zboża>cebula>sałata>szpinak>kukurydza

Porównując ilość składników, która może być pobrana przez rośliny z danego

podłoża, z ich zawartością w tym podłożu zauważa się, wyraźnie widać, że

fitoremediacja nie przekracza 1%.

Saniatacja roślinna podłoża przez wynoszenie składników podłoża z

biomasą roślin może więc trwać dziesiątki a nawet setki lat.

Szata roślinna jednak ma także duże znaczenie w remediacji gruntów

zanieczyszczonych ponieważ utrwala je i osusza, inicjuje procesy biologiczne a także

stanowi barierę ochronną dla przyległych obszarów.

Typy fitoremediacji

Ze względu na mechanizm działania można wyróżnić następujące typy

fitoremediacji:

fitoakumulacja,

rizofiltracja,

fitodegradacja,

biodegradacja ryzosferyczna,

fitostabilizacja,

fitoulatnianie

kontrola hydrauliczna drzew.

Fitoakumulacja (fitoekstrakcja)- to pobieranie związków toksycznych z

zanieczyszczonej gleby razem z wodą i związkami odżywczymi niezbędnymi dla ich

wzrostu. Toksyny nie ulegają degradacji, lecz akumulują się głównie w nowych

pędach i liściach. Rośliny wykazujące bardzo wysokie zdolności akumulacji

zanieczyszczeń określane są terminem hiperakumulatorów. Do roślin o

właściwościach hiperakumulacyjnych należą np.: wierzba witwa (Salix virminalis),

gryka, kukurydza, lucerna, perz (Agropyron repens), tobołki alpejskie (Thlapsi

caerulescens), mniszek lekarski (Taraxacum officinale).

Rizofiltracja jest odmianą fitoakumulacji, od której różni się tym, że wzrost

roślin odbywa się w środowisku wodnym, a akumulacja toksyn zachodzi w mocno

rozwiniętej strefie korzeniowej.

Fitodegradacja to proces, w którym następuje rozkład zanieczyszczeń

wewnątrz tkanek roślinnych pod wpływem wytwarzanych przez rośliny enzymów.

Biodegradacja ryzosferyczna polega na wydzielaniu przez rośliny naturalnych

substancji w sferze korzeniowej, które z kolei tworzą pożywkę dla mikroorganizmów

znajdujących się w gruncie. W efekcie mikroorganizmy te inicjują naturalną

degradację związków toksycznych.

Fitostabilizacja to proces, w którym związki chemiczne wydzielane przez

rośliny stabilizują – unieruchamiają, ale nie degradują toksyny zawartej w

środowisku.

Fitoulatnianie polega na pobieraniu przez rośliny substancji toksycznych

wraz z wodą i ich transpiracji poprzez liście. Mechanizmy tego zjawiska nie są

jeszcze do końca poznane.

Kontrola hydrauliczna drzew to proces, w którym skażona woda gruntowa jest

intensywnie wchłaniana przez mocno rozwiniętą strefę korzeniową drzew.

Korzyści i możliwości zastosowania fitoremediacji

Fitoremediacja znajduje szerokie zastosowanie w oczyszczaniu wody gruntowej

oraz remediacji gruntów skażonych metalami ciężkimi, a także radioaktywnymi

związkami organicznymi.

Główne zalety to:

- niski koszt nakładów inwestycyjnych,
- szerokie możliwości stosowania zależne od rodzaju skażenia,
- minimalne zakłócenie istniejących warunków środowiskowych,
- powszechna aprobata opinii publicznej.
Zabiegi fitoremediacji gleby prowadzi się zazwyczaj w miejscu powstania

zanieczyszczenia (in situ). Ma to istotny wpływ na obniżenie kosztów oczyszczania.

Ograniczenia w zastosowaniu fitoremediacji

Jak każda technologia, fitoremediacja ma także, oprócz zalet, ograniczenia co

do jej zastosowania. Zalicza się do nich:

- wolne tempo oczyszczania, które w zależności od rodzaju i poziomu

skażenia może trwać nawet kilka – kilkanaście lat. Dla zwiększenia

efektywności pobierania tych związków w glebie prowadzi się liczne badania

genetyczne - modyfikacje genetyczne są obecnie w fazie badań

laboratoryjnych,

- ograniczenie działania do płytkich warstw gleby (zależnego od poziomu

penetracji przez korzenie uprawianych roślin,

- wymaganie odpowiednio dużych powierzchni dla stosowania zabiegów

agrotechnicznych,

- powolny wzrost i specyficzne wymagania pokarmowe i wilgotnościowe wielu

hiperakumulatorów oraz różna tolerancja na inne zanieczyszczenia i

zasolenie gleby,

- zbyt wysokie koncentracje zanieczyszczeń mogą powodować poważne

uszkodzenia roślin i prowadzić do ich zamierania,

- nie poznana w wielu przypadkach toksyczność i biologiczne własności

produktów biodegradacji,

- niska efektywność w przypadku zanieczyszczeń silnie zaabsorbowanych na

cząsteczkach gleby,

- części roślinne nasycone związkami toksycznymi mogą przenikać do obiegu

żywności (np. przy przemieszczeniu się opadających liści lub dostępu do

nich zwierząt hodowlanych).

-

Unieszkodliwianie zakumulowanych metali ciężkich

W zależności od metody oraz sposobu akumulacji metali, usuwanie

nasyconych nimi części roślinnych może wymagać usuwania części nadziemnych

lub całych roślin z korzeniami. Zgromadzona w ten sposób masa zielona jest z kolei

poddawana najczęściej procesom termicznym - spalania. Objętość biomasy po

procesie termicznym jest zredukowana do minimum mineralnego, jednak ta

pozostałość musi być składowana na wysypiskach materiałów niebezpiecznych w

wydzielonych kwaterach.

Mimo wielu zalet fitoremediacji efekty uzyskiwane tą metodą nie zawsze można

porównać z efektami osiąganymi metodami fizyko-chemicznymi stosowanymi do

oczyszczania podłoża np. wymywaniem czy sorpcją metali. Może natomiast stanowić

ona ich uzupełnienie.

Praktyczne zastosowania fitoremediacji

Pozytywne rezultaty przy zastosowaniu fitoremediacji uzyskano w Czarnobylu

na Ukrainie oraz w zakładach Daimler-Chrysler w Detroitw USA.

W Czarnobylu fitoremediacji poddane zostały grunty oraz woda gruntowa,

wykazujące podwyższoną zawartość cezu i strontu. Proces przebiegał metodą in situ

w środowisku wodnym na poletkach zalewowych.

Zastosowano słoneczniki, charakteryzujące się szybkim wzrostem oraz

dużym przyrostem masy roślinnej. W rezultacie w okresie dziesięciodniowego okresu

wzrostu słoneczników, poziom toksyn zredukowany został o 90%.

Firma Daimler-Chrysler zdecydowała się na fitoremediację typu ex situ.

Skażony grunt z terenu oddziału kuźni i odlewni, zanieczyszczony głównie ołowiem

na głębokość 1m, został wykopany i umieszczony w specjalnie zaprojektowanych

skrzyniach, zapewniających szczelność oraz wyposażonych w system nawadniania.

Obecnie prawie cała planeta jest jednym ogromnym placem budowy, bazą

paliwową i składowiskiem odpadów. Z przyrody wydobywa się wielkie ilości

surowców stanowiących bogactwa naturalne.

Już samo ich wydobycie prowadzi do powstania ogromnych ilości odpadów.

Wydobyte surowce przetwarza się, aby wytworzyć dobra wprowadzając do nich

ogromne ilości energii z paliw. Zużyte produkty wyrzuca się jako bezwartościowe

materiały do środowiska, przez co zakłóca się, uszkadza, a nawet unicestwia

procesy ekologiczne.

Aby uniknąć globalnego „załamania środowiska”, konieczne jest

wprowadzenie działań niwelujących lub minimalizujących negatywny wpływ

człowieka na środowisko, w którym żyje. Są nimi procesy efektywniejszego

wykorzystania wydobywanych zasobów, jak również technologie unieszkodliwiania

bądź odzysku substancji toksycznych (dla organizmów żywych i środowiska).

W zależności od rodzaju, postaci czy stężenia unieszkodliwianych lub

odzyskiwanych składników, stosowane technologie można podzielić na:

mechaniczne,

fizykochemiczne

biologiczne.

Obecnie najszersze zastosowanie, podczas odzysku lub unieszkodliwiania

metali ciężkich, mają metody fizykochemiczne.

Bioremediacja, biohydrometalurgia, fitoremediacja metali ciężkich –

alternatywa czy uzupełnienie metod fizykochemicznych?

Na postawione pytanie trudno jest jednoznacznie odpowiedzieć. Każda z metod

ma zalety, jak też i pewne ograniczenia co do możliwości ich zastosowania.

Biohydrometalurgia jest metodą biotechnologiczną, która umożliwia

wykorzystywanie drobnoustrojów w celu eksploatacji ubogich rud metali. Na dzień

dzisiejszy istotnym celem jej stosowania jest ługowanie metali. Biologiczne

ługowanie jest wykorzystaniem naturalnych procesów warunkujących obieg metali w

przyrodzie. Koszty niezbędnych inwestycji i eksploatacji są niskie w porównaniu z

kosztami tradycyjnych metod wydobycia. Duże nadzieje wiąże się również z

możliwościami wykorzystania procesów biohydrometalurgicznych do utylizacji

stałych, płynnych i gazowych odpadów przemysłowych, które zawierają metale

ciężkie.

Bioremediacja metali, wykorzystująca żywe mikroorganizmy do katalizowania

destrukcji lub transformacji metali w formy mniej szkodliwe, ma zastosowanie

głównie do oczyszczania gruntów i wód gruntowych. Nie bez znaczenia wydaje się

tutaj możliwość zastosowania tej metody w miejscu skażenia (in situ), czy też brak

większych wymagań co do stosowania kosztownej i skomplikowanej aparatury.

Metody bioremediacyjne sprawdzają się w różnych warunkach pogodowych i

formach geologicznych. Konwencjonalne technologie wymagają natomiast

znacznych nakładów finansowych związanych z zastosowaniem dodatkowych

układów technologicznych, środków chemicznych oraz transportem dużych ilości

odpadów stałych, ścieków czy znacznych ilości gruntu.

Fitoremediacja jest technologią przyszłości. Celem jej badań jest poznanie

dokładnych mechanizmów oczyszczającego działania roślin oraz określenie

optymalnych warunków dla tych procesów.

Na dzień dzisiejszy wymienione metody stanowią najczęściej uzupełnienie

metod konwencjonalnych, takich jak: ekstrakcja, strącanie chemiczne, wymiana

jonowa i in.

Jednym z powodów rzadkiego obecnie wykorzystania tych metod jest to, że

biohydrometalurgia i bioremediacja, wykorzystujące żywe mikroorganizmy, oraz

fitoremediacja, oparta na zdolnościach akumulacyjnych niektórych roślin, są

stosunkowo młodymi technologiami.

Koniecznym wydaje się prowadzenie dalszych badań w celu:

- poznania dokładnych mechanizmów zachodzących procesów,
- dostosowania optymalnych warunków (dla przebiegu procesów) do tych,

jakie panują w środowisku,

- poszukiwania szczepów mikroorganizmów i gatunków roślin, dzięki którym

procesy te zachodziłyby szybciej,

- rozszerzenia możliwości ich wykorzystania.
Innym powodem, decydującym o ograniczeniu wykorzystania tych technologii,

jest stosunkowo długi czas niezbędny do przeprowadzenia procesów

unieszkodliwiania toksycznych substancji. W celu skrócenia tego czasu prowadzi się

badania w dwóch kierunkach.

Pierwszy z nich polega na

wprowadzaniu do środowiska

wyselekcjonowanych kultur mikroorganizmów o zmodyfikowanym materiale

genetycznym. Procedura ta została zaakceptowana przez naukowców jako

niezbędna do usuwania toksycznych substancji, z którymi lokalne symbiozy

mikroorganizmów nie poradziłyby sobie. Budzi ona jednak liczne protesty

społeczeństwa oraz przede wszystkim specjalistów od mikrobiologii ekologicznej

obawiających się genetycznie modyfikowanych organizmów.

Drugi kierunek badań ma na celu przyspieszenie procesu poprzez dodanie

związków odżywczych. Prowadzi to do zintensyfikowania wzrostu drobnoustrojów

naturalnie występujących w środowisku.

Podobnie jak konwencjonalne metody fizykochemiczne, tak i te nie rozwiązują

do końca wszystkich problemów związanych z ich zastosowaniem. Są nimi m.in.:

- dalszy los mikroorganizmów oraz roślin, w których zakumulowane zostały metale

ciężkie,

- sposób odzysku metali z biomasy.

Dlatego też bardzo ważne są dalsze badania pozwalające na rozwiązanie

powyższych problemów oraz na stworzenie zintegrowanego systemu obejmującego

wszystkie działania podejmowane na każdym etapie technologicznego cyklu

wykorzystania surowca.

Ze względu na to, że biohydrometalurgia, bioremediacja i fitoremediacja

należą do tzw. technologii “czystych” ekologicznie i energooszczędnych

procesów, możliwe jest, że staną się one alternatywą dla metod fizykochemicznych.

Los naszej planety, a tym samym los obecnych i przyszłych pokoleń jest w

rękach człowieka. Podejmowane przez niego działania nie powinny powodować

dalszych strat ekologicznych oraz naruszać praw przyszłych pokoleń. Wszystko

zależy jednak świadomości i od potrzeby podejmowania działań, które zmierzałyby

do naprawy zburzonego przez człowieka naturalnego środowiska.

BIOREMEDIACJA ZWIĄZKÓW ORGANICZNYCH Z GLEB

Technologia bioremediacji związków organicznych z gleb obejmuje:

-

bioremediację podstawową

– monitoring naturalnego procesu

biodegradacji

-

biostymulację – prowadzenie modyfikacji środowiskowej np. dostarczenie

pożywek dla mikroorganizmów lub napowietrzanie terenu poddawanego

bioremediacji

-

bioaugmentację – wprowadzanie dodatkowych mikroorganizmów.

Degradacja węglowodorów (pochodzących z ropy naftowej) przebiega

zazwyczaj z udziałem tlenu poprzez wbudowanie w strukturę związku chemicznego.

Produkty pośrednie wstępnych reakcji utleniania są włączane do dalszych przemian

metabolicznych komórek, co prowadzi do powstawania produktów końcowych- CO

2

i

wody. Uwolniona przy tym energia może być wykorzystana przez bakterie do

prowadzenia podstawowych procesów życiowych – wzrostu, syntezy, podziału

komórkowego.

W przekształceniach substancji ropopochodnych biorą udział mieszane gatunki

bakterii właściwych i promieniowców. Do nich należą: Pseudomonas, Arthrobacter,

Alcaligenes, Corynebacterium, Flovobacterium, Achromobacter, Acinetobacter,

Microccus, Nocardia, Mycobacterium.

Konwencjonalne technologie oczyszczania gruntu wymagają transportu gruntu

skażonego do właściwego zakładu utylizacji. W trakcie wydobywania i transportu

skażonego gruntu na powierzchnię do atmosfery uwalnia się około 60-90%

zanieczyszczeń.

Bioremediacja może być stosowana na miejscu skażenia in situ i nie wymaga

wykorzystania skomplikowanych urządzeń. Nie jest to jednak metoda uniwersalna,

nie może być stosowana dla każdego rodzaju zanieczyszczeń, w każdym miejscu i w

każdym czasie. Posiada więc pewne ograniczenia. Ekonomiczne wskaźniki

bioremediacji w porównaniu z metodami chemicznymi czy fizycznymi (metody

konwencjonalne) są głównym powodem szerokiego stosowania tej metody.

Porównanie kosztów stosowania bioremediacji lub metod

konwencjonalnych do oczyszczania skażonych wód i gruntów

Rodzaj i miejsce skażenia

Koszt

konwencjonalnej

metody

oczyszczania

[$]

Koszt

bioremediacji

[$]

Zysk

[$]

Grunt na terenie miejskim, skażony węglowodorami
pochodzenia petrochemicznego

wydobycie gruntu,
oczyszczanie poza
miejscem skażenia

3 mln

biowentylowanie
miejsca skażenia

0,2 mln

2,8 mln

Grunt na terenie przemysłowym, skażony
węglowodorami pochodzenia petrochemicznego

wydobycie gruntu,
oczyszczanie poza
miejscem skażenia

3 mln

biowentylowanie
miejsca skażenia

0,2 mln

2,8 mln

Grunt i wody gruntowe skażone trichloroetanem
(TCE)

pompowanie oraz
oczyszczanie

20 mln

ekstrakcja parą
wodną,
biowentylowanie

2 mln

18 mln

Katastrofa tankowca – skażenie wybrzeża

wymywanie

1,1 mln za km

wybrzeża

biostymulacja
dodawanymi
odżywkami

0,005 mln za km

wybrzeża

1 mln

za km

Grunt i wody gruntowe na terenie skażonyme TCE

pompowanie oraz
oczyszczanie wody
i gleby

20 mln

biowentylowanie

2 mln

18 mln

Teren skażony halogenowęglowodorami

wydobycie gruntu i
oczyszczanie poza
terenem

15 mln

biowentylowanie

2 mln

13 mln

Rozwiązania technologiczne bioremediacji są determinowane przez warunki

atmosferyczne, hydrologiczne, geologiczne i są charakterystyczne dla obszaru, który

ma być poddany procesowi oczyszczania.

Szczególnie ważne jest również prowadzenie badań laboratoryjnych, które

obejmują określenie rodzaju i struktury substancji chemicznych stanowiących

skażenie. Są to parametry określające podatność substancji chemicznych

stanowiących skażenie. Są to parametry określające podatność substancji

chemicznych na proces biodegradacji. Badania te pozwolą określić zależność

szybkości procesu biodegradacji od: pH, stężenia tlenu, stężenia substancji

odżywczych, temperatury, potencjału redox, porowatości gruntu. Znajomość tych

parametrów pozwala podejmować decyzję co do strategicznych parametrów procesu

bioremediacji m.in.: rodzaju stosowanych mikroorganizmów, pożywek czy

intensywności napowietrzania.

Oczyszczanie skażonych gruntów jest procesem bardzo złożonym co może

doprowadzić do tego, że zaprojektowana technologia nie spełni oczekiwań. W

warunkach naturalnych nawet bardzo skrupulatnie zaplanowany proces

technologiczny może przebiegać nieco inaczej niż w laboratorium. W warunkach

naturalnych możemy także liczyć na adaptację organizmów nawet w sytuacjach

stresowych bez konieczności zmian procesu zarówno w fazie wstępnej jak i

końcowej.

BIOREMEDIACJA PODSTAWOWA

Bioremediacja podstawowa to proces, podczas którego jedynie naturalna

mikroflora skażonego gruntu jest wykorzystywana do obniżania stężenia substancji

toksycznej w gruncie do bezpiecznego miejsca (w określonych i akceptowalnych

ramach czasowych). Metoda ta nie wymaga dodatkowej interwencji, poza

monitoringiem procesu bioremediacji.

BIOSTYMULACJA

Powszechnie znane czynniki ograniczające naturalny proces biodegradacji to:

skrajnie wysokie stężenie substancji stanowiącej skażenie, niedobór tlenu,

niekorzystne pH, niedobór substancji zawierających azot i fosfor, zbyt niska

wilgotność oraz niekorzystna temperatura, Kiedy tempo naturalnego procesu

bioremediacji jest niewystarczające, wtedy stosuje się stymulację rodzimej mikroflory

w celu przyspieszenia tego procesu. Można stosować różne metody modyfikacji

warunków środowiskowych a przede wszystkim:

natlenianie

wprowadzanie pożywek.

NATLENIANIE

Dostępność tlenu cząsteczkowego w sposób istotny wpływa na bioremediację

różnych związków chemicznych. Ograniczony dostęp tlenu to czynnik limitujący

przebieg bioremediacji in situ. Dotyczy to zanieczyszczenia węglowodorami lub

innymi biodegradowalnymi substancjami chemicznymi. Najczęściej stosuje się

następujące sposoby natleniania rekultywowanego terenu:

- wentylacja, którą prowadzi się poprzez iniekcję czyli wtłaczanie powietrza do

gruntu pod zwiększonym ciśnieniem przez układ przewodów (drenów)

-

stosowanie rozcieńczonych roztworów nadtlenku wodoru, który umożliwia

tlenowy (aerobowy) metabolizm mikroorganizmów

- spulchnianie gruntu poprzez mechaniczną uprawę.
WZOGACANIE GRUNTU POŻYWKAMI (NAWOZAMI)

Szybkość procesu biodegradacji może być limitowane stężeniem substancji

odżywczych i ich dostępnością. Głównie są to związki azotu i fosforu.

Skażenie gleby substancjami ropopochodnymi powoduje niekorzystny wzrost

stosunku węgla do azotu, co zaprezentowano poniżej w zestawieniu tabelarycznym.

Z tego powodu pierwszym koniecznym zabiegiem jest zasilenie skażonego gruntu

nawozami azotowymi.

Stopień zanieczyszczenia gleby

Stosunek C:N

Gleba czysta

8: 1 do 10:1

Gleba słabo zdegradowana

10:1 do 17:1

Gleba średnio zdegradowana

17:1 do 30:1

Gleba w dużym stopniu

30:1 do 45:1

Gleba silnie zdegradowana

>45:1

Nawóz (pożywka) stosowany w technice biodegradacji in situ musi spełniać

pewne kryteria:

- efektywne uwalnianie azotu i fosforu w krótkim czasie
- dostępność nawozu w dużych ilościach
- niska cena nawozu.
Nawóz ten musi być łatwy do transportu oraz aplikacja jego do gruntu musi być

prosta. Spośród stosowanych nawozów wydzielić można trzy grupy preparatów.

Różnią się one właściwościami fizycznymi, budową chemiczną oraz zawartością

pierwiastków biogennych (azot, fosfor).

Grupa pierwsza to ciekłe nawozy hydrofobowe. Są to preparaty łatwo

przylegające do substancji stałych (piasek, gleba, kamienie). Wytwarzają jednolitą

powłokę, z której powoli uwalniane są mikroelementy do gleby lub wody.

Drugą grupę stanowią nawozy w postaci stałej, są to najczęściej granulki, z

których w kontakcie z wodą powoli uwalniają się niezbędne składniki.

Grupa trzecia to wodne roztwory nawozów zawierających azot i fosfor.

Stosowanie takich preparatów polega przede wszystkim na ich rozpyleniu na

powierzchni skażonego terenu. Łatwo penetrują do głębszych warstw gruntu i

docierają do poziomu substancji toksycznych.

BIOAUGMENTACJA – ZWIĘKSZENIE POPULACJI MIKROORGANIZMÓW

Bioaugmentacja to wzbogacanie zanieczyszczonego terenu w specjalnie

wyselekcjonowane bakterie, o dużej zdolności do biodegradacji zanieczyszczeń.

Stosuje się ją w przypadku gdy rodzima populacja bakterii, na skażonym terenie, nie

wykazuje pożądanej aktywności. Celem tego zabiegu jest zwiększenie tempa lub/i

rozmiaru biodegradacji zanieczyszczenia. Proces ten stosuje się jednak dopiero

wtedy, gdy zawodzą bioremediacja podstawowa oraz biostymulacja. Ma to miejsce

zazwyczaj w przypadku skażenia związkami chemicznymi o bardzo dużej odporności

na proces biodegradacji.

Dobór szczepów mogących służyć do inokulacji skażonych gruntów stwarza

wiele problemów. Szczepy te oprócz wysokiej skuteczności rozkładu węglowodorów

powinny posiadać cechy umożliwiające adaptację i rozwój w nowym środowisku.

Warunkiem adaptacji inokulantów w gruncie jest brak antagonistycznych

oddziaływań z naturalną florą gleby.

Biopreparaty powinny być całkowicie bezpieczne dla człowieka i środowiska.

Muszą posiadać atest higieniczny Państwowego Zakładu Higieny, w którym

gwarantuje się, że nie zawierają one drobnoustrojów chorobotwórczych.

Bioaugmentacja obejmuje bezpośrednią iniekcję zawiesiny mikroorganizmów o

pożądanej aktywności wraz z substancjami odżywczymi (jeśli to konieczne) do

skażonego gruntu.

Literatura zalecana

1.

Kubica M., 2000, “Bioremediacja – metoda uzdrawiania środowiska”, Aura 6/2000, SIGMA-

NOT: 9,

2. Porębska G., Gworek B. 1999, “Ocena przydatności roślin w remediacji gleb

zanieczyszczonych metalami ciężkimi”, Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych, 17,
Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa: 82,

3.

Blais J.F., Tyagi R.D., Auclair J.C., Lavoie M.C. 1992, “Indicator bacteria reduction in sewage

sludge by a metal bioleaching process”, Wat. Res. 26: 487-495,

4. Blais J.F., Tyagi R.D., Auclair J.C., 1993, “Bioleaching of metal from sewage suldge:

microorganism and growth kinetics”, Wat. Res. 26: 101-110,

5. Lee J. D. 1994, “Zwięzła chemia nieorganiczna”, Wyd. Naukowe PWN Warszawa: 90-92,
6. Nowa encyklopedia powszechna PWN 1995, Wyd. Naukowe PWN, Warszawa,

7.

Świat Wiedzy 2001, Kolekcja Marshalla Cavendisha, Wyd. Marshall Cavendish Polska,

Warszawa: 17-20, 41-42, 159-162, 213-224,

8. Kabata - Pendias A., Pendias H., 1999.”Biogeochemia pierwiastków śladowych”. Wyd.

Naukowe PWN: Warszawa, 111-112,

9. Kabata - Pendias A., Pendias H., 1993.”Biogeochemia pierwiastków śladowych”. Wyd. Nauk.

PWN: 111-112, Warszawa,

10. Gambuś F., 2001. “Przeciwdziałanie i łagodzenie skutków zanieczyszczenia gleb”, Aura

8/2001, SIGMA-NOT: 10-12,

11.

Hulanicki A. 1998. “Specjacja i analiza specjacyjna” W: “Problemy jakości analizy śladowej w

badaniach środowiska przyrodniczego” Wyd. Edukacyjne Zofii Dobkowskiej, Warszawa,
wyd.2: 149-151,

12. O’ Neill P. 1998, “Chemia środowiska”, Wyd. Naukowe PWN, Warszawa: 44-50, 236-243,

250-255,

13.

http://www.wiem.onet.pl/wiem/009326.html,

14.

http:// www.dieta.info.pl/chrom.htm,

15.

http://www.dieta.info.pl/rtęć.htm,

16. Abramczyk S., 1998, “Uwaga, ołów”, Aura 2/1998, SIGMA-NOT: 32-33,
17. Anielak A.M. 2000, “Chemiczne i fizykochemiczne oczyszczanie ścieków”, Wyd. Naukowe

PWN, Warszawa: 61-62, 236-247,

18. Kieszkowski M. 1970. “Obróbka metali z galwanizerni”, Powłoki galwaniczne: 5,9,
19. Stefanowicz T., Szwankowski S. 1993, “Próby utylizacji i recyklingu chromu (VI) w układzie

płuczek galwanicznych”, Mat. Konf. “Chemia w ochronie środowiska”, Lublin: 131,

20. Cywiński B., Gdula St., Kempa F., Kurbiel J., Płoszański H. 1983, “Oczyszczanie ścieków.

Oczyszczanie mechaniczne i chemiczne”. Arkady , Warszawa,

21. Bartoszewski K., Kempa E., Szpadt R., 1981, “Systemy oczyszczania ścieków”, Politechnika

Wrocławska, Wrocław,

22.

Pawłowski L., Wasąg H., Siek A. 1993, “Technologiczne aspekty oczyszczania ścieków

zawierających Cr(VI) za pomocą jonów włóknistych, Mat. Konf., “Chemia w ochronie
środowiska”, Lublin: 123,131,

23. Tyszka M., Starzyk K., Międzybrodzki J. 1998, “Rola biocenozy w oczyszczaniu ścieków

metodą osadu czynnego”, Aura 2/1998, SIGMA-NOT: 10-12,

24.

Andres Y., Mac Cordick H.J., Hubert J.C. 1995, “Selective biosor[tion of thorium ions by an

immobilized mycobactrial biomass”, Appl. Microbiol. Biotechnol., 44: 271-276,

25.

Nakajima A., Sakaguchi T. 1986, “Selective accumulation of heavy metals by

microorganisms”, Appl. Nicrobiol. Biotechnol. 24: 59-64,

26.

Mikucki J (pod red.). 1994, “Mikrobiologia”, Wyd. A.M. w Łodzi: 2-1 – 2-41,

27. Kotełko K., Sedaczek L. 1985, “Biologia bakterii”, Wyd. Naukowe PWN, Warszawa,
28. Kunicki – Goldfinger W. 1993, “Życie bakterii”, Wyd. Naukowe PWN Warszawa,

29.

Markiewicz Z. 1993, “Struktura i funkcje osłon bakteryjnych”, Wyd. Naukowe PWN. Warszawa,

30. Shumate II S.E., Stranberg G.W. 1985, “Accumulation of metals by microbial cells” Ed. Moo –

Young M., Robinson C.N. Howell J.A., Pergamon Press. Oxford, 235-247,

31. Artola A., Balaguer M.D., Rigola M. 1997, “Heavy metals binding to anaerobic sludge”, Wat.

Res. 31: 997-1004,

32.

Brady D., Stoll A.D., Starke L., Dunkan J.R. 1994. “Chemical and enzymatic extraction of

heavy metal binding polymers from isolated cell walls of Saccharomyces cerevisiae”
Biotechnol. Bioeng., 44: 297-302,

33. Mullen M. D., Wolf D. C., Ferris F. G., Beveridge T. J., Flemming C. A., Bailey G. W. 1989, “

Bacterial sorption of heavy metals”, Appl. Environ. Microbiol., 55: 3143-3149,

34. Scott J.A., Palmer S.J. 1990, “Sites of cadmium uptake in bacteria used for biosorption” Appl.

Microbiol. Biotechnol. 33: 221-225,

35.

Chang J.S., Law R., Chang C.C. 1997. “Bio-sorption of lead , copper and cadmium by biomass

of Pseudomonas putida”PU 21. Wat. Res.,67: 822-827,

36.

Chang J., Hong J. 1994. “Bio-sorption of mercury by the inactivated cells of Pseudomonas

aeruginosa” PU 21 (Rip 64). Biotechnol. Bioeng., 44: 999-1006,

37. Gołąb Z., Glubiak M. 1991. “Akumulacja ołowiu i uranu w komórkach wybranych

mikroorganizmów”, Substancje Toksyczne w Środowisku, 1: 125-128,

38.

Kapoor A., Viraraghavan T. 1998. “Removal of heavy metals from aqueous solutions using

immobilised fungal biomass in continuous mode”. Wat. Res. 32: 1968-1977,

39. Holan Z.R., Volesky B. 1994. “Biosorption of lead and nickel by biomass of marine algae”.

Biotechnol. Bioeng. , 43: 1001-1009,

40.

Zhang L., Zhao L., Yu Y., Chen Ch. 1998, “Removal of lead from aqueous solution by non-

living Rhizopus nigricans”, Wat. Res., 32: 1437-1444,

41.

Ostrowski M., Skłodowska A. 1996, “Małe bakterie, wielka miedź”, Sci-ART, Warszawa,

42. Chong K.H., Volesky B. 1996 “Description of two bio-sorption equilibra by Langmuir-type

models. Biotechnol. Bioeng. , 47: 451-460,

43.

Sing Ch., Yu J. 1998: “Copper adsorption and removal from water by living mycelium of white-

rot fungus Phanerochaete chrysosporium”, Wat. Res., 32: 2746-2752,

44.

Stranberg G. W., Shumate II S.E., Parrott J.R. 1981, “Microbial cells as biosorbents for heavy

metals: Accumulation of uranium by Saccharomyces cerevisiae and Pseudosomonas
aureginosa” Appl. Environ. Microbiol., 41: 237-245,

45. Jang L.K., NguyenD., GeeseyG.G. 1995. “Effect of pH on the adsorption of Cu(II) by alginate

gel.” Wat. Res. 29: 315-321,

46.

Williams C. J., Aderhold D., Edyvean R. G. J. 1998, “Comparison between biosorbents for the

removal of metal ions from aqueous solutions”, Wat. Res., 32:216-224,

47. Wojnowska – Baryła I., Klimiuk E. 1995, “Badania nad usuwaniem kadmu przez osad czynny z

różnych ekosystemów oczyszczania ścieków”, ”, Substancje Toksyczne w Środowisku 4/5: 51-
55,

48. Figueira M.M., Volesky B., Ciminelli V.S.T. 1997, “Assessment of interference in biosorption of

a heavy metal”, Biotechnol. Bioeng., 54: 344-350,

49.

Delgado A., Anselmo A.M., Novais J.M. 1998. “Heavy metal; bio-sorption by dried powdered

mycelium of Fusarium flocciferum”. Wat. Environ. Res. 70: 370-375,

50. Hughes M.N., Poole R.K. 1989. “Metals and micro-organisms”. Chapman and Hall, London,

New York,

51.

Macaskie L. E., Dean A. C. R. 1989, “Microbial metabolism, desolubilisation and deposition of

heavy metals: metal uptake by immobilised cells and application to the detoxification of liquid
wastes” W: “Biological Waste Treatment”, Ed.: Mizrahi, vol 12, Advancws Biotechnological
Processes. New York: 159-201,

52. Grędzińska A., Stolarczyk E. 1995. “Badanie efektywności usuwania kadmu przez wolne i

immobilizowane szczepy bakterii”, Praca magisterska, Wydz. Ochrony Wód i Rybactwa
Śródlądowego ART, Olsztyn,

53.

Norberg A. B., Persson H. 1984, “Accumulation of heavy metal ions by Zooglea ramigera”,

Biotech. Bioeng., 26: 239-246,

54. Moriyama K., Kobayashi Y., Mori T., Nakahara H., Chino M. 1992, “Accumulation of zinc in

activated sludge”, Wat. Sci. Technol. 26: 2133-2136,

55.

Shem H., Wang Y. 1993, “Characterisation of enzimatic reduction of hexavalent chromium by

Escherichia coli ATCC 33456. Appl. Environ. Microbiol. , 59: 3771-3777,

56. Ohtake H., Hardoyo 1992, “New biological method for detoxification and reoval off hexavalent

chromium”, Wat. Sci. Technol., 25: 395-402,

57.

Gosh S., Bupp S. 1992. “Stimulation of biological uptake of heavy metals”, Wat. Sci.

Technol. 26: 227-236,

58. Wesołowski A. 2000,”Metody biologiczne remediacji gruntów skażonych”, Aura 11/2000,

SIGMA-NOT: 8-10,

59.

Kołodyński J. 1999, “O dziwnych związkach drobnoustrojów z metalami”. Aura 11/1999,

SIGMA-NOT: 14-15,

60.

Kiepas - Kokot A., Fudali E., Karasiewicz B. 2000 “Fitoremediacja gleby- nadzieje, możliwości,

zastosowanie i kontrowersje”. Aura 8/2000, SIGMA-NOT: 4-5,

61.

Butter T.J., Evison L.M., Hancock I.C., Holland F.S. 1998a. “The kineticsof metal uptake by

microbial biomass: Implications for the design of bio-sorption reactor”. Wat. Sci. Technol., 38:
279-286,

62.

Huang C.P., Huang J. 1996. “The removal of Cu(II) from dilute aqueous solutions by

Saccharomyces cerevisiae”. Wat. Res. 24: 433-439,

63.

Fermańska M., Łebkowska M. 1997. “ Usuwanie zanieczyszczeń organicznych ze ścieków w

obecności kadmu w złożu biologicznym”, Gaz, Woda Tech. Sanit., 8: 304-307,

64.

Schinner F., Burgstaller W. 1989, “Extration of sinc from industrial waste by a Penicyllinum sp.”

Appl. Environ. Microbiol. 55: 1153-1156,

65. Karwowska E. 2000. “Usuwanie wybranych metali ciężkich ze ścieków przy zastosowaniu

osadu czynnego”. Praca doktorska. Wydział Inżynierii Środowiska PW, Warszawa,

66.

Macaskie L. E., Dean A. C. R. 1987, “A heavy metal accumulating Citrobacter sp. is unable to

accumulate trimethyl lead but accumulates cadmium in the presence of organolead”,
Biotechnol. Letters. 9: 299-300,

67. Brierley J.A., Goyak G.M., Brierley C.L. 1986. “Considerationsfor commercial use of nature

products for metals recovery”.W: “Immobilasation of ions by bio-sorption”, ed.: Eccles H., Hunt
S. Chichester: Ellis Horwood, London, 105-117,

68.

Bailey S.E., Olin T.J., Bricka R.M., Adrian D.D. 1999, “A review of potentially low-cost sorbents

for heavy metals”, Wat. Res. 33: 2469-2479,

69.

Deans J.R., Dixon B.G. 1992. “ Uptake of Pb

2+

and Cu

2+

by novel bioplymers”. Wat. Res. 26:

469-472,

70. Wojnowska – Baryła I. 1995 “Charakterystyka zdolności usuwania kadmu z roztworów

wodnych przez biosorbenty karagenianowe”, Substancje Toksyczne w Środowisku 4/5: 41-44,

71. Brown M.J., Lester J.N. 1982a. “Role of bacterial extracellular polymers in metal uptake in

pure bacterial culture and activated sludge I. Effects of metal concentration”. Wat. Res . 16:
1539-1548,

72.

Kiff R.J., Little D.R. 1986. “Biosorption of heavy metals by immobilised fungal biomass”. W:

“Immobilisation of ions by bio-sorption”. Ed. Eccles H., Hunt S., Chichester: Ellis Horwood,
London, 71-80,

73. Kuczajowska – Zadrożna M. 2000, “Efektywność usuwania kadmu w procesach sorpcji i

biosorpcji”, Praca doktorska. Katedra Inżynierii Ochrony Środowiska UWM, Olsztyn,

74.

Lodi A., Borghi M. D., Ferraiolo G. 1989, “Biological leaching of inorganic materials” W:

“Biological Waste Treatment. Ed.: Mizrahi, vol 12, Advances Biotechnological Process. New
York, 133-158,

75. Wong L. T. K., Henry J. G. 1988, “Bacterial leaching of heavy metals from anaerobically

digested sludge”, W: ”Biotreatment systems”, vol II. Ed. D. L. Wise, Ph. D., P.E., Boca Raton,
Florida, 166-169,

76.

Wong P. K., Lam K.C., So C. M. 1993, “Removal and recorvery of Cu (II) from industrial

effluent by immobilized cells of Pseudosomonas putida”, II-11. Appl. Microbiol. Biotechnol.,
39: 127-131,

77. Wilkinson S. C., Goulding K. H., Robinson P. K. 1989, “Mercury accumulation and volatilization

in immobilized algal cell system”, Biotechnol. Lett., 11: 861-864,

78. Darnall D.W., Gabel A.M., Garea-Torresday J. 1989. “ AlgaSORB: a new biotechnology for

removing and recovering heavy metal ions from ground water and industrial waste water”.
W: “Hazardous Waste Treatment. Biosystems for Pollution Control Proceedings of the 1989” A
WMP/EPA International Symposium, EPA, Cincinnati, Ohio,

79.

Remacle J., Mugureza I., Fransolet M. 1992 “Cadmium removal by a strain of Alcaligenes

denitrificans isolated from a metal – polluted pond”, Wat. Res., 26: 923-926,

80. Couillard D., Mercier G. 1993. “Removal of metals and fate of N and P in the bacterial leaching

of aerobically digested sewage sludge”. Wat. Res. 27: 1277-1295,

81. Blais J.F., Tyagi R.D., Auclair J.C., Huang C.P. 1992b. “Comparison of acid and microbial

leaching for metal removal from municipal sludge”. Wat. Sci. Tech . 26: 197-206,

82. Sreekrishnan T.R., Tyagi R.D., Blais J.F., Campbell P.G.C. 1993. “Kinetics of heavy metal

bioleaching from sewage sludge – I. Effects of process parameters”, Wat. Res. 27: 1641-1651,

83. Tyagi R. D., Sreekrishnan T.R., Campell P.G.C., Blais J. F. 1993, “Kinetics of heavy metal

bioleaching from sewage sludge – II. Mathematical model”. Wat. Res., 27: 1653-1661,

84.

Baran S., 1995, “Przemieszczanie się metali ciężkich do roślin”, Chemia i Inżynieria

Ekologiczna 1/1995, Towarzystwo Chemii i Inżynierii Ekologicznej, Opole: 34,

85. Encyklopedia zielarstwa i ziołolecznictwa, Wyd. Naukowe PWN 2000, Warszawa: 347,558,
86. Wesołowski A. 2001, “Obróbka biologiczna na złożach”, Aura 1/2001, SIGMA-NOT: 12-13,
87. Kiepas – Kokot A., Fudali E., Karasiewicz B. 2000, “Fitoremediacja gleby – nadzieje,

możliwości, zastosowanie, kontrowersje”, Aura 8/2000, SIGMA-NOT: 4-5,